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Modificación de la configuración de la
EDAR de Calahorra para la
recuperación de fósforo en la línea de
fangos.
TFM: Máster en Ingeniería Ambiental
Escuela Técnica Superior de Ingenieros de Caminos, Canales y Puertos de la Universidad
Politécnica de Valencia
Autora: Martí Gómez-Aldaraví, María
Director: Barat Baviera, Ramón
Codirector: Bouzas Blanco, Alberto
Fecha: 10 de septiembre de 2014
Índice
1. Objetivo ..................................................................................................................................... 4
2.- Introducción ............................................................................................................................. 5
2.1. Justificación........................................................................................................................ 5
2.2. Depuración de aguas residuales ......................................................................................... 6
2.2.1. Introducción al tratamiento de aguas........................................................................... 6
2.2.2. Pretratamiento ........................................................................................................... 11
2.2.3. Tratamiento primario................................................................................................. 11
2.2.4. Tratamiento secundario o biológico .......................................................................... 12
2.2.5. Tratamientos terciarios .............................................................................................. 21
2.2.6. Tratamiento de fangos ............................................................................................... 22
2.3. El fósforo.......................................................................................................................... 25
2.3.1. Descripción................................................................................................................ 25
2.3.2. Formas del fósforo .................................................................................................... 25
2.3.3. Usos del fósforo ........................................................................................................ 26
2.3.4. Efectos sobre la salud ................................................................................................ 26
2.3.5. Efectos sobre el medioambiente ................................................................................ 27
2.3.6. Precipitados del fósforo en el proceso de Depuración de las aguas residuales ......... 28
2.4. Modelos matemáticos para la simulación del tratamiento del agua residual ................... 30
2.4.1. Estructura de los modelos ......................................................................................... 30
2.4.2. Definición de las variables ........................................................................................ 36
2.4.3. Definición del Modelo ASM2d ................................................................................. 39
2.5.4. Digestión anaerobia ................................................................................................... 51
2.4.5. Modelo globalizado ................................................................................................... 53
3. Materiales y Metodología........................................................................................................ 54
3.1. Materiales ......................................................................................................................... 54
2
3.2. Medotodología ................................................................................................................. 55
3.2.1. Uso del programa de simulación ............................................................................... 55
3.2.3 Metodología ............................................................................................................... 76
4. Resultados ............................................................................................................................... 78
4.1. Análisis del funcionamiento temporal de la depuradora .................................................. 78
4.2. Creación del modelo de simulación ................................................................................. 88
4.2.1. Descripción física de la instalación e introducción en DESASS .............................. 88
4.2.2. Características del agua residual en cada punto de toma de muestras....................... 90
4.2.3. Modificaciones realizadas sobre los parámetros de defecto...................................... 94
4.3. Modificaciones de la instalación para recuperar fósforo................................................ 102
4.3.1. Bases de las modificaciones .................................................................................... 102
4.3.2. Elutriación del fango mixto en el espesador primario ............................................. 105
4.3.3. Introducción de una centrífuga tras la cámara de mezcla........................................ 129
5. Conclusiones ......................................................................................................................... 144
6. Biografía................................................................................................................................ 146
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1. Objetivo
Con el presente trabajo se pretende estudiar las posibilidades que se ofrecen en una depuradora
de aguas residuales convencional para recuperar el fósforo, fundamentalmente en forma de
fosfato, en la línea de fangos. La depuradora debe de estar dotada, por tanto, de sistemas de
eliminación biológica de fósforo para que sea factible recuperarlo, ya que si la eliminación es
física el fósforo precipita impidiendo su recuperación posterior.
Para poder estudiar esta posibilidad debe hacerse sobre una depuradora en concreto. En este
caso, se realiza el estudio con los datos de construcción y funcionamiento de la depuradora de
Calahorra (La Rioja). El trabajo que se presenta es de simulación, pues es una herramienta muy
útil para comprobar si es posible recuperar fósforo, y cómo hacerlo sin tener que hacer
modificaciones reales en la planta y por tanto, invertir mucho dinero sin saber si va a funcionar.
Para las simulaciones se utilizará el programa especializado de simulación de EDARs
(Estaciones Depuradoras de Aguas Residuales) llamado DESASS.
De modo, que el primer subobjetivo del trabajo es simular el comportamiento real de la planta
en el programa, calibrando el modelo para que se adapten los valores simulados a los
proporcionados por la misma EDAR de Calahorra. Una vez conseguido, se puede pasar al
segundo subobjetivo que es simular modificaciones en la línea de fangos con el fin de obtener
en una corriente acuosa altamente enriquecida de fósforo. En primer lugar, se debe comprobar si
las modificaciones propuestas son útiles y si es así, se pretende optimizar estas modificaciones
para recuperar la mayor cantidad de fósforo en la planta.
Tras realizar las simulaciones pertinentes, se pretende escoger la solución más óptima, que al
haberse realizado en base a unos datos concretos, sólo será aplicable a la depuradora estudiada.
Es importante destacar que la tecnología y las modificaciones son aplicables a cualquier
depuradora con configuración similar y eliminación biológica de fósforo.
Dentro del objetivo principal del presente trabajo, que es el de recuperar fósforo, también es
importante el destino final del mismo. En este caso, se pretende extraer el fósforo para
cristalizarlo en forma de un compuesto de fosfato llamado estruvita. La precipitación no está
comprendida en este trabajo, aunque si se debe buscar una forma de obtener el resto de
elementos químicos que se requiere para la formación de estruvita.
Así pues, el objetivo principal es recuperar el fósforo de la línea de fangos y precipitarlo en
forma de estruvita para darle a este fósforo otros usos, ya que en una EDAR es un mineral que
se pierde. Sin embargo, no sólo se buscar recuperar el fósforo para darle otros usos si no que a
la vez se busca atenuar el problema de la precipitación incontrolada de fosforo en la línea de
fangos pues acarrea muchos problemas de explotación.
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2.- Introducción
2.1. Justificación [5],[6],[7]
El fósforo es un recurso inorgánico muy importante que se encuentra en yacimientos
subterráneos, de modo que debe extraerse de las minas. Al ser un recurso natural no es
renovable e inagotable. Este tipo de recursos llega un momento que la mina se agota y ya no hay
más.
Es un nutriente para las plantas y esencial para la vida en general en el planeta. Antiguamente
las plantas eran capaces de sustentarse con el fósforo y demás nutrientes del suelo, dando paso a
una renovación de los mismos, lo que se conoce como equilibrio natural del sistema, sin
embargo, el ser humano hace muchos años que empezó a aprovecharse de los recursos
naturales. Al necesitar alimento se acudió a la agricultura, la plantación controlada de los
alimentos para evitar la escasez y por tanto muerte de la raza.
La agricultura, por tanto, hace que se desequilibre el sistema y sea necesario añadir nutrientes y
sustrato para todas las plantas destinadas a la alimentación. Los nutrientes que suele ser
necesario añadir son el nitrógeno, el fósforo y potasio. El nitrógeno se obtiene de la atmósfera
luego no supone un problema a nivel de disponibilidad, sin embargo el fósforo y el potasio al
obtenerse de minas suponen un problema. Las reservas mineras de potasio se estiman que
permitirá abastecer las necesidades durante varios siglos más, sin embargo el fósforo se estima
que puede no llegar a ser suficiente para abastecer a la humanidad hasta el 2100. Por ejemplo, el
yacimiento que aporta mayor porcentaje de extracción de fósforo es el de Tampa (california)
que se estima que tiene unos recursos para menos de 2 décadas.
Aunque las reservas de fósforo conocidas se estén acabando, siempre existe la posibilidad de
buscar más. Por otro lado, aparte de depender de un recurso no renovable también se depende
del país que posee la mina y la explota, generando de esta manera que un recurso vital para la
vida quede pendiente de asuntos políticos.
En previsión al agotamiento o escasez de fósforo es interesante buscar posibles fuentes de
fósforo para que la tecnología de obtención se anticipe al problema y que nunca llegue a existir.
Una de las posibles fuentes de donde se puede extraer el fósforo es de una depuradora de aguas
residuales. Esta fuente es una fuente renovable, pues siempre que haya tratamiento de agua
residual se puede extraer fósforo, y utilizarlo como fertilizante para que posteriormente y debido
a la cadena trófica vuelva a la depuradora. No sólo se trata de una fuente inagotable de fósforo
sino que además no genera dependencias políticas pues el tratamiento de las aguas residuales es
una práctica normal desde hace muchos años.
El agua residual urbana es una buena fuente de fósforo, pues la concentración típica de fósforo
suele rondar los 8 mg/L, de modo que si es posible recuperar este fósforo del agua residual se
pueden llegar a conseguir reutilizar el fósforo de las aguas residuales con otros fines. De modo
que el fósforo que se pretende extraer de las depuradoras residuales de aguas urbanas procede
del agua de entrada.
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2.2. Depuración de aguas residuales [1],[2],[3],[4],[8]
2.2.1. Introducción al tratamiento de aguas
Una instalación de depuración de aguas es un conjunto de instalaciones cuyo objetivo es reducir
la contaminación de las aguas residuales hasta los límites que dicta la legislación vigente de la
zona donde está instalada la depuradora. El uso de estos sistemas está justificado para la
protección de las masas de agua de las presiones e impactos a los que se ven sometidos.
Los contaminantes presentes en un agua residual pueden eliminarse mediante determinados
procesos que se basan en principios particulares, como pueden ser:
-
Operaciones física unitarias: Son los métodos en los cuales predomina la aplicación
de una fuerza física para la eliminación de un contaminante del agua residual tratada.
Dentro de este tipo de técnicas se encuentran el desbaste, mezclado, floculación,
sedimentación, flotación y filtración.
-
Procesos químicos unitarios: Son los métodos en los cuales el contaminante del agua
es eliminado gracias a la acción de productos químicos, de manera que se produce una
reacción química entre un reactivo añadido y el contaminante o contaminantes del agua
que se pretende eliminar, obteniendo un precipitado eliminable mediante acciones
físicas u otro compuesto químico no nocivo o fácilmente eliminable. Dentro de este tipo
de técnicas se encuentran la sedimentación, transferencia de gases, adsorción y la
desinfección.
-
Procesos biológicos unitarios: Son los métodos en los cuales la eliminación de los
contaminantes del agua se obtiene gracias a la acción de microorganismos que utilizan
este contaminante como sustrato en el ciclo de su vida. Es por eso que se utiliza
fundamentalmente para tratar sustancias biodegradables, es decir que puedan ser
asimiladas por determinados tipos de microorganismos pasando a ser gases y tejido
celular nuevo para la formación de nuevas células de microorganismos. También es
habitual el uso de estos procesos para la eliminación de nitrógeno y fósforo.
Este proyecto se centra fundamentalmente en procesos biológicos unitarios, sin embargo es
necesario destacar que en las depuradoras de aguas convencionales se utilizan los tres procesos,
como se verá a continuación.
Una depuradora es por tanto, otro proceso industrial de manera que se generan unos residuos en
la misma, como son los denominados fangos. Otro de los objetivos de esta instalación es tratar
los residuos que generan, es por eso que toda depuradora se divide en una línea de tratamiento
de aguas y otra de tratamiento de fangos. En la Figura 2.1. se puede observar un esquema muy
simplificado y general de las partes de las que suele constar una depuradora de aguas residuales
urbanas.
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Figura 2.1. Esquema general de las partes de las que puede constar una depuradora de aguas.
A continuación de determinará los procesos que se llevan a cabo en cada una de las líneas.
- Línea de aguas: Esta compuesta fundamentalmente por un pretratamiento, un
tratamiento primario y un tratamiento secundario, y en determinados casos posee un
tratamiento secundario avanzado y un tratamiento terciario para obtener aguas
depuradas de mayor calidad.
Tabla 2.1. Procesos posibles en cada uno de los tratamientos de la línea de aguas.
Pretratamiento
Tratamientos
primarios
Tratamientos
secundarios
Tratamientos
secundarios con
eliminación de
nutrientes
- Desbaste
- Desarenado-desengrasado
- Homogeneización y regulación de caudales
- Preaireación
- Decantación primaria
- Flotación
- Tratamiento Físico químico
- Fosas sépticas y decantadores-digestores
- Alta carga
- Media carga (el convencional)
Fangos
- Aireación prolongada
activados
- Contacto- Estabilización
- Doble etapa
- Sistemas secuenciales
- Aerobios
- Bioreactores con membranas
- Lechos bacterianos
- Biodiscos
Procesos de
- Biofiltros aireados
película fija
- Lechos aireados sumergidos
- Sistemas de biomasa fija sobre lecho móvil
- Lagunas anaerobias
- Lagunas aerobias
Lagunaje
- Lagunas facultativas
- Lagunas aireadas
- Procesos no
convencionales
Infiltración-percalación
Lechos de Turba
Humedales artificiales
Filtros verdes
- Procesos anaerobios
- Tratamientos con eliminación de nitrógeno
- Tratamientos con eliminación de fósforo
- Tratamientos con eliminación de nitrógeno y fósforo
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- Reducción de
DBO5
Tratamientos
terciarios
- Desinfección
- Reducción de
sales
-
Tratamiento físico-químico
Filtración
Micro filtración
Ultrafiltración
Cloro gas
Hipoclorito sódico
Dióxido de cloro
Ozono
Rayos ultravioleta
Ósmosis inversa
Electrodiálisis reversible
Intercambio iónico
Línea de fangos: Los fangos que se tratan en esta línea proceden del tratamiento
primario y del tratamiento secundario como se indica en el Figura 2.1. Estos fangos se
caracterizan por una elevada cantidad de agua (entre 0,2 y 3% de materia seca), por
tanto el principal objetivo es recuperar toda el agua posible además de acondicionar el
fango para la salida final.
Tabla 2.2. Procesos posibles en cada uno de los tratamientos de la línea de fangos.
Espesamiento de fangos
- Espesamiento por gravedad
- Flotación
- Tambores rotativos
- Mesas espesadoras
- Centrífugas
- Digestión anaerobia
Estabilización de fangos
Acondicionamiento del fango
Deshidratación de fangos
Secado
Tratamientos termoquímicos
Disposición final del fango
- Estabilización aerobia
Mesófila
Termófila
Mesófila
Termófila
- Estabilización química (cal)
- Química
- Térmica
- Ultrasonidos
- Centrífugas
- Filtros banda
- Filtros prensa
- Eras de secado
- Secado solar
- Secado térmico
- Incineración (combustión completa)
- Gasificación
- Oxidación húmeda
- Hidrólisis térmica
-Vertedero
- Uso agrícola directo
- Compostaje
- Vertido al mar
- Utilización en el sector de la construcción
Una depuradora debe incluir ambas líneas, y las líneas deben de estar compuestas por los
procesos que se indican en la Tabla 2.1. y en la Tabla 2.2. Sin embargo no es necesario que
realice todos los procesos mencionado en las tablas, si no que estos se eligen en función de las
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características del agua residual a tratar, es decir de los contaminantes que tenga el agua residual
y se quieran eliminar. En la Tabla 2.3. se observan ejemplos de contaminantes comunes
presentes en aguas residuales y operaciones que se pueden utilizar para eliminarlos.
Tabla 2.3. Ejemplos de contaminantes comunes del agua residual y operaciones utilizadas para su eliminación.
Contaminante del agua
Sólidos en suspensión
Materia orgánica
biodegradable
Patógenos
Nutrientes:
Nitrógeno
Fósforo
Materia orgánica refractaria
Operación de tratamiento
- Sedimentación
- Desbaste y aireación
- Variaciones de flitración
- Flotación
- Adición de polímeros o reactivos químicos
- Coagulación y sedimentación
- Sistemas por evacuación al terreno
- Variaciones de fangos activados
- Película fija: filtros percoladores
- Película fija: discos biológicos
- Variaciones del lagunaje
-Filtración intermitente en arena
- Sistemas de tratamiento por evacuación al terreno
- Sistemas físico-químicos
- Cloración
- Hipocloración
- Ozonización
- Sistemas de tratamiento por evacuación al terreno
- Variaciones de sistema de cultivo-suspendido con nitrificación y
desnitrificación
- Variaciones del sistema d película fija con nitrificación y
desnitrificación
- Arrastre de amoníaco (stripping)
- Intercambio de iones
- Cloración en el punto crítico
- Sistemas de tratamiento por evacuación al terreno
- Adición de sales metálicas
- Coagulación y sedimentación con cal
- Eliminación biológica y/o química del fósforo
- Sistemas de tratamiento por evacuación al terreno
- Adsorción en carbón
- Ozonización terciaria
- Sistemas de tratamiento por evacuación al terreno
Metales pesados
- Precipitación química
- Intercambio de iones
- Sistemas de tratamiento por evacuación al terreno
Sólidos inorgánicos disueltos
- Intercambio de iones
- Ósmosis inversa
- Electrodiálisis
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La depuradora convencional está compuesta de los tratamientos que se muestra en la Figura
2.2., de modo que la línea de aguas suele estar compuesta por un pretratamiento para
acondicionar el agua a la entrada de la depuradora, un tratamiento primario que consiste
generalmente en un decantador de sólidos pero que puede estar acompañado de un tratamiento
físico-químico, un reactor biológico seguido de un decantador para la materia orgánica y los
sólidos, y por último la posibilidad de un tratamiento terciario, pero éste último sólo se añade
para obtener un agua mejor o por si el tratamiento secundario no es suficientes para conseguir
las condiciones que dicta la legislación vigente de la zona.
Figura 2.2. Ejemplo del esquema de una depuradora de aguas convencional.
También posee la línea de fangos, que trata al mismo tiempo los fangos primarios y los
secundarios sometiéndolos en primer lugar a un proceso de espesamiento (aunque en función de
las características de los fangos este proceso podría hacerse independiente para cada fango),
después se someten a un proceso de digestión que vuelve a ser una degradación biológica de la
materia, se deshidratan para posteriormente o bien venderlos como compost si las características
lo permiten o someterlos a otros procesos como podría ser la incineración o la inertización.
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2.2.2. Pretratamiento
Las aguas residuales que llegan a la planta de tratamiento de aguas residuales contienen sólidos
o sustancias, que si no son eliminados eficazmente, pueden producir serias averías en los
equipos. Como pueden ser las piedras, arena, latas, etc que producen un gran desgaste de las
tuberías y de las conducciones así como de las bombas.
A la planta también llegan aceites y grasas de todo tipo, según las características del agua
residual a tratar, si estas grasas y aceites no son eliminados el tratamiento biológico se ve
ralentizado y el rendimiento de depuración decae, obteniéndose un efluente de baja calidad.
De modo que el objetivo principal de esta fase es separar del agua residual tanto por operaciones
físicas como por operaciones mecánicas, la mayor cantidad de materias que por su naturaleza o
por su tamaño crearían problemas en los tratamientos posteriores, es decir, la de proteger a los
equipos posteriores.
En el caso de las tenerías, antes de llevar a cabo la homogeneización de las aguas con el
correspondiente ajuste de pH, se debe realizar la oxidación de los sulfuros presentes en las aguas
alcalinas generados en la fase de apelambrado. Por tanto las aguas alcalinas deben ser
conducidas a un tanque agitado en el que se produce dicha oxidación al introducir aire.
2.2.3. Tratamiento primario
Los tratamientos primarios son aquellos que eliminan los sólidos en suspensión presentes en el
agua residual. Los principales procesos físico-químicos que pueden ser incluidos en el
tratamiento primario son los siguientes: sedimentación, flotación, coagulación – floculación,
filtración y homogeneización.
Para eliminar las partículas en suspensión caracterizadas por su gran estabilidad como pueden
ser los coloides que poseen una carga negativa y que por tanto se repelen entre ellos y se
mantienen en suspensión, se emplean procesos de coagulación-floculación con el fin de
sedimentar éstas partículas.
Mediante la coagulación se consigue neutralizar las cargas eléctricas de la suspensión, de forma
que las partículas empiezan a agregarse en pequeños grupos. Este proceso se realiza en
agitación para favorecer el contacto entre el coagulante y las partículas coloidales. Los
coagulantes más extendidos son FeCl3, Fe2(SO4)3 y el Al2(SO4)3.
La floculación por su parte tiene como objetivo la formación de flóculos, es decir, las partículas
coloidales se agrupan formando partículas más grandes. Para ello se adicionan polielectrolitos,
que son moléculas orgánicas poliméricas que forman puentes entre las partículas. En este caso
la agitación debe ser mucho más moderada que en la coagulación para evitar las roturas de los
flóculos.
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Para implantar tanto esta etapa como la etapa de ajuste de pH es necesario llevar a cabo ensayos
“Jar-Test” a escala de laboratorio, mediante los cuales se determinan tanto el pH de adición del
coagulante, como las dosis óptimas tanto de coagulante como de floculante.
La homogeneización se lleva a cabo con el objetivo de homogeneizar las propiedades del agua
residual. Se realiza en depósitos dotados de un agitador mecánico y difusores de aire para
facilitar la homogeneización de las aguas alcalinas y ácidas y evitar así la putrefacción de la
materia orgánica que contienen las aguas.
Por otra parte, con ello se consigue ajustar el pH al óptimo para llevar a cabo las posteriores
etapas, ya sea la coagulación-floculación si la hay o el decantador primario.
Por último, en todo tratamiento primario se debe llevar a cabo una sedimentación con el
objetivo de eliminar las partículas en suspensión presentes en el agua residual. Se produce la
sedimentación por gravedad, es decir, cuando la velocidad ascensional del agua es inferior a la
velocidad de descenso de los sólidos.
Se lleva a cabo en un decantador, que puede ser de diversas geometrías y que además puede ser
estático o dinámico, es decir dotado de una serie de elementos mecánicos para realizar la
recogida de los flotantes y para conducir los fangos decantados hasta la zona de extracción.
2.2.4. Tratamiento secundario o biológico
2.2.4.1. Generalidades del proceso biológico
El tratamiento biológico consiste en la eliminación de la materia orgánica a través de la acción
de los microorganismos y en la separación del agua de los fangos mediante sedimentación. Los
procesos biológicos se pueden clasificar en función de los microorganismos que intervienen en:
- Procesos aerobios: Se llevan a cabo en presencia de oxígeno, es éste la fuente de
energía que utilizan los microorganismos para degradar la materia orgánica.
- Procesos anaerobios: Se llevan a cabo en ausencia de oxígeno, de modo que los
microorganismos utilizan el dióxido de carbono como fuente de energía para llevar a
cabo la degradación de la materia orgánica.
- Procesos anóxicos: La concentración de oxígeno disuelto es baja. Sin embargo, en el
agua hay nitratos, de manera que determinados microorganismos utilizan el oxígeno de
los nitratos para la degradación de la materia orgánica.
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Los más comunes para el tratamiento secundario son los procesos aerobios, que se definen
como aquellos realizados por microorganismos, que en presencia de oxígeno actúan sobre la
materia orgánica e inorgánica disuelta, suspendida y coloidal que existe en el agua residual. La
reacción química que se da lugar es:
M .O. + O2 + Microorgan ismos → Material celular + CO2 + H 2O + NH 3 + Energía
Otra forma de clasificar los reactores biológicos es en función del tipo de reactor, así se
encuentran fundamentalmente dos tipos:
- Reactores de mezcla completa: Caracterizados por tener las mismas características
en cada punto del reactor y que corresponde con las características del agua de salida.
De modo que para la materia orgánica por ejemplo a un tiempo determinado, la
concentración en el seno del rector es igual en todos los puntos del reactor e igual a la
concentración de salida.
- Reactores de tipo pistón: Caracterizados por una evolución constante de las
características con la longitud del reactor, de modo que en este caso por ejemplo la
materia orgánica tendría mayor concentración a la entrada, iría disminuyendo con forme
aumenta la distancia a ésta hasta llegar a la salida, donde la concentración es mínima.
También se pueden clasificar los tratamientos biológicos en función de la disposición de la
biomasa, es decir, los microorganismos dentro del reactor. Distinguiendo así:
- Procesos de Cultivo en Suspensión (Fangos Activos): Es un sistema de tratamiento
de las aguas residuales en el que se mantiene un cultivo biológico formado por diversos
tipos de microorganismos suspendidos en el agua residual formando flóculos. A la
mezcla de los microorganismos y el agua residual se le denomina licor de mezcla. Ésta
mezcla se mantiene en constante agitación para favorecer el contacto de los
microorganismos con el agua residual y evitar la sedimentación de los flóculos. En
función del proceso que se lleve a cabo se introduce o no oxígeno en el interior del
reactor.
- Procesos de Cultivo Fijo (Lechos Bacterianos, Biodiscos): El agua a tratar se hace
pasar sobre un soporte de gran superficie específica, sobre el que se desarrollan los
microorganismos en el caso de los lechos bacterianos. En el caso de los biodiscos
consiste en unos discos sobre los que se desarrolla la capa de microorganismos y que
están en parte sumergidos en el agua residual. Éstos discos van girando, de manera que
entran y salen en el reactor poniendo así en contacto los microorganismos con el agua
residual a tratar y aireado el reactor.
No requiere de aireación forzada, pues el aire entra por aireación natural.
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Los procesos por fangos activos, al contrario que los de cultivo fijo, permiten operar con
variaciones de carga másica y tener un control de la concentración de microorganismos en el
reactor, así como de la concentración de oxígeno disuelto, aunque éstos supongan mayores
costes de aireación. Esto ha hecho que el proceso por fangos activos sea el más utilizado en
depuración de aguas residuales.
Concretamente el tratamiento convencional por fangos activos consta de un reactor agitado y
aireado mediante la inyección de aire, en el que se desarrollan los microorganismos dispersos en
flóculos (biomasa), alimentándose de la materia orgánica a depurar degradándola. Esto hace que
se produzca un crecimiento de los microorganismos existentes, provocando un espesamiento de
la biomasa, por lo que es necesario extraer la biomasa en exceso para mantener la concentración
de microorganismos adecuada en el reactor. La extracción del exceso se realiza en el
decantador secundario.
Transcurrido el tiempo de retención necesario, el licor de mezcla pasa a un decantador, donde se
produce la separación del agua depurada y del fango. Los decantadores suelen ser circulares
dotados de rasquetas para arrastrar el fango hacia la zona central del decantador, desde donde
parte del fango es recirculado y parte es purgado para mantener la concentración de
microorganismos en el reactor.
Pueden haber variantes del proceso de depuración de fangos activo convencional, como es, el
biorreactor de membranas (MBR), donde no existe un decantador secundario sino que el agua se
filtra a través de una membrana que puede estar en el interior o en el exterior del reactor,
formando una capa de biomasa.
2.2.4.2. Procesos biológicos aerobios y anóxicos
- Procesos de degradación biológica: La oxidación biológica tiene como objeto la eliminación y
estabilización de la materia orgánica presente en el agua residual mediante la acción de las
bacterias y los microorganismos, que transforman la materia orgánica coloidal y disuelta en
materia floculada y sedimentable.
La oxidación de la materia orgánica es un fenómeno complejo en el que se genera la energía
necesaria para que los microorganismos lleven a cabo su ciclo de vida (nacer, reproducirse y
morir)
De forma simplificada se puede decir que los microorganismos para realizar sus funciones
vitales necesitan:
- Una fuente de energía para desarrollar sus actividades
- Una fuente de carbono para realizar la síntesis celular
- Una fuente de oxígeno y nutrientes necesarios para la vida
Los microorganismos que degradan la materia orgánica al morir pasan a ser materia orgánica
que es necesario de gradar y que degradarán los microorganismos restantes.
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En los procesos de degradación biológica, por tanto hay dos tipos de reacciones, la de
oxidación, que son las que corresponden con la eliminación de la materia orgánica y las de
síntesis que son a través de las cuales se forma nuevo material celular y nuevos
microorganismos.
- Reacciones de oxidación: son exotérmicas y consisten en la oxidación de la materia
orgánica y la autocombustión del protoplasma celular.
M .O. + O2 + Bacterias → CO2 + H 2O + NH 3 + Energía
Microorgan ismos + 5 O2 → 5 CO2 + 2 H 2O + NH + Energía
- Reacciones de síntesis: son endotérmicas y se produce la incorporación de la materia
orgánica al protoplasma de los microorganismos, produciéndose nuevos
microorganismos.
M .O. + O2 + Energía + Bacterias → Microorgan ismos
Después de un tiempo de contacto suficiente entre la materia orgánica del agua residual y los
microorganismos, la materia orgánica del medio disminuye considerablemente transformándose
en nuevas células que seguirán actuando sobre el agua residual, gases y otros productos.
- Procesos de eliminación de nitrógeno: Para poder eliminar el nitrógeno presente en el agua
residual, en primer lugar unas bacterias concretas producen la conversión de nitrógeno orgánico
a nitrógeno amoniacal, ésta reacción se da muy rápidamente y no es necesaria la presencia de
oxígeno. A continuación se producen los procesos de nitrificación y de desnitrificación. Estos
dos procesos requieren de unas condiciones concretas y la presencia de determinadas bacterias.
Nitrificación: Es el proceso en el que el nitrógeno amoniacal, obtenido a partir de la
oxidación del nitrógeno orgánico o presente en el agua, se oxida por acción de las
bacterias nitrificantes, transformándose primero en nitrito (por acción de las
nitrosomonas) y, posteriormente en nitrato (por acción de las nitrobacter).
La reacción más lenta es la realizada por las nitrosomonas siendo esta la etapa
limitante, por lo que es importante que la edad del fango sea la suficiente para que se
desarrollen las bacterias nitrificantes. Estas bacterias son autótrofas aerobias, por lo que
necesitan carbono inorgánico, procedente del carbonato del agua y otras sustancias, y
oxígeno. Por otra parte el suministro de oxígeno debe ser tal que permita la nitrificación
y la oxidación de la materia orgánica.
NH 4+ + O2 + Cinorg + Bacterias nitrifican tes → NO3− + Células + H 2 O + H +
Desnitrificación: La desnitrificación consiste en el paso de los nitratos producidos en la
etapa de nitrificación a nitrógeno gas, el cual es impulsado hacia la atmósfera
eliminándose así del agua. Este proceso es llevado a cabo por una serie de bacterias
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llamadas desnitrificantes, las cuales son heterótrofas (necesitan carbono orgánico) y
facultativas, es decir que en ausencia de oxígeno utilizarán el contenido en los nitratos
(trabajan en condiciones anóxicas). La reacción en este caso es:
NO3− + Corg + Bacterias desnitrifi cantes + H + → N 2 ( g ) + Células + H 2O + CO2
De éste modo se lleva a cabo la eliminación de nitrógeno por vía biológica. A la hora de
implementar este proceso en la degradación por fangos activos se hace mediante la división del
reactor biológico, de manera que en la primera zona hay ausencia de oxígeno y en la segunda
está aireada. Para que se produzca la eliminación del nitrógeno se debe introducir una
recirculación interna en el interior del reactor, que mande el agua desde la zona aerobia a la
zona anóxica para que se lleven a cabo los dos procesos simultáneamente.
- Eliminación del fósforo: Generalmente la eliminación del fósforo se realiza de forma físicoquímica, es decir, mediante la precipitación del fósforo en forma de fosfatos mediante una sal de
aluminio o de hierro trivalente. Sin embargo, existen métodos para la eliminación del fósforo de
forma biológica, que van más allá de la asimilación de los microorganismos de la fracción de
crecimiento celular necesaria.
Los métodos están basados en someter a la biomasa a un ambiente anaerobio donde
determinadas bacterias heterótrofas tienen tendencia a no consumir fósforo para el crecimiento
debido a la presencia de ácido acético. Sin embargo, si posteriormente son sometidos a un
sistema aerobio, consumen fósforo de forma exagerada. De manera que el sistema convencional
introduce reactores que alternen las zonas aerobias y anaerobias, como pueden ser los conocidos
como canales “Orbal”, en los cuales se lleva a cabo un proceso de degradación intensa.
Mediante el uso de las bacterias heterótrofas que tienen esa capacidad en realidad no se está
eliminando fósforo del sistema, si no que el fósforo se almacena en su interior en forma de un
material intracelular llamado polifosfatos, que es almacenado o liberado según las condiciones
ambientales. De modo que el fósforo que contiene el agua residual pasa del agua al interior de
las bacterias, y por tanto a la línea de fangos.
2.2.4.3. Procesos biológicos anaerobios
El tratamiento anaerobio de las aguas residuales supone la descomposición de la materia
orgánica en ausencia de oxigeno molecular en condiciones anóxicas y de oxígeno procedente de
cualquiera de sus formas (molecular, nitratos, sulfatos…) en condiciones estrictamente
anaerobias.
Los microorganismos causantes de la descomposición de la materia se dividen en dos grupos se
pueden dividir en dos grupos:
- Bacterias formadoras de ácidos: estas hidrolizan y fermentan compuestos orgánicos
complejos a ácidos simples, de los cuales los más corrientes son el ácido acético y el
ácido propiónico.
16
- Bacterias formadoras de metano: estas convierten los ácidos formados por las
bacterias del primer grupo en gas metano y CO2. Las bacterias que se alimentan del
ácido acético y del ácido propiónico tienen tasas de crecimiento muy lentas y por ello su
metabolismo se considera una limitante de proceso.
La degradación anaerobia de la materia orgánica es un proceso complejo en cuanto a
microorganismos que intervienen como en reacción bioquímica, pudiéndose así distinguir
cuatro fases o procesos (ver Figura 2.3.):
- Hidrólisis: En esta fase las partículas y moléculas complejas como son las proteínas,
los hidratos de carbono y lípidos, que son hidrolizados por enzimas extracelulares
producidas por microorganismos acidogénicos o fermentativos. De esta forma se
obtienen compuestos solubles más sencillos (aminoácidos, azúcares y ácidos grasos de
cadena larga)
- Etapa fermentativa o acidogénica: Los compuestos solubles más sencillos obtenidos
en la etapa anterior son fermentados por las bacterias acidogénicas dando lugar,
principalmente, a ácidos grasos de cadena corta, alcoholes, hidrógeno, dióxido de
carbono y otros productos intermedios.
- Etapa acetogénica: Es ésta fase los ácidos grasos de cadena corta son transformados
en ácido acético, hidrógeno y dióxido de carbono mediante la acción de los
microorganismos acetogénicos.
- Etapa metanogénica: Los microorganismos metanogénicos producen metano a partir
del ácido acético, hidrógeno y dióxido de carbono.
Figura 2.3. Esquema de las fases que se llevan a cabo en la degradación anaeróbia.
Resulta ventajoso emplear los procesos anaerobios en la depuración de aguas con elevada
concentración de materia orgánica, como son las industrias agroalimentrarias, llevando a un
ahorro en los costes de operación puesto que estos procesos no necesitan suministro de oxígeno,
17
además de que es posible hacer uso de instalaciones de cogeneración para aprovechar así el
biogás generado durante el proceso, de modo que se abarata aún más.
Por el contrario, presentan una serie de inconvenientes que hacen que su implantación no sea
muy frecuente y que son:
- La lentitud del proceso anaerobio obliga a trabajar con altos tiempos de residencia, por
lo que es necesario diseñar reactores o digestores con una alta concentración de
microorganismos.
- Es un proceso complejo en el que intervienen varios grupos de bacterias que deben
estar en correcto equilibrio entre ellas.
- Las bacterias productoras de metano son muy sensibles a los tóxicos.
2.2.4.4. Parámetros ambientales y de control
Los principales parámetros ambientales y de control que influyen en el proceso de degradación
son:
- Temperatura: La velocidad de reacción de los procesos biológicos depende de la
temperatura, de modo que por regla general a mayor temperatura mayor actividad
microbiológica y por tanto mayor velocidad de degradación de la materia orgánica.
Sobre todo para la digestión de los fangos se considera uno de los principales
parámetros de diseño. Sin embargo una variación brusca de temperatura desestabiliza el
sistema de reacción. Existen tres rangos de temperatura a los que se puede trabajar:
Psicrofílico: por debajo de los 25ºC
Mesófilo: entre 25 y 45ºC
Termófilo: entre 45 y 65ºC
La temperatura no sólo afecta a los procesos biológicos, sino que también afecta a
parámetros físico-químicos como es la solubilidad de los gases, la cual desciende al
aumentar la temperatura. Lo que puede resultar un efecto positivo para determinados
gases o negativo para otros.
- pH y alcalinidad: Por lo general los microorganismos poseen un determinado rango de
valores en los cuales su actividad es óptima. Este pH suele variar entre 6 y 8
aproximadamente. Sin embargo, cada microorganismo posee su rango óptimo.
Controlar el pH implica por tanto conocer si el proceso se desarrolla con corrección,
pues una baja de pH puede implicar en la degradación anaerobia un desequilibro con los
ácidos grasos.
Además el pH es un factor que afecta a los equilibrios químicos del medio, de modo que
éstos podrían desplazarse y tener influencia sobre el proceso.
18
Por otra parte la alcalinidad es la forma de medir la capacidad tampón del medio. Ésta
propiedad se basa fundamentalmente en el equilibrio de dióxido de
carbono/bicarbonato. Por lo tanto, si hay mucha alcalinidad al haber un exceso de
componentes ácidos, éstos reaccionar y por tanto no baja el pH.
- Nutrientes: Los microorganismos necesitan nutrientes para su crecimiento y para su
actividad, de modo que es imprescindible asegurar que posee los nutrientes necesarios
para el desarrollo de los microorganismos y por tanto para la buena degradación de la
materia orgánica. Los principales nutrientes son el carbono, el nitrógeno y el fósforo,
aunque también tienen necesidades en pequeña cantidad de sodio, calcio, magnesio,
hierro, etc.
- Potencial rédox: Conviene mantener el potencial rédox en un rango para asegurar un
ambiente fuertemente reductor, el cual es necesario por las bacterias metanogénicas para
su actividad.
- Tóxicos e inhibidores: El proceso de depuración puede llegar a ser inhibido por la
presencia de sustancias tóxicas en el sistema. Estas sustancias pueden ser productos de
la actividad metabólica de los microorganismos o bien venir con el influente. Es
importante controlar la presencia de estas sustancias, aunque algunas de ellas pueden ser
estimuladores del proceso en bajas concentraciones.
Algunos ejemplos de sustancias toxicas puede ser: los ácidos grasos volátiles,
hidrógeno, nitrógeno amoniacal, sulfatos y sulfuros, cationes y metales pesados…
2.2.4.6. Posibles problemas en el tratamiento biológico por fangos activos
La separación se hace por sedimentación y los principales problemas son:
- Crecimiento disperso. No se produce la biofloculación de los microorganismos dando
lugar a un efluente turbio.
- “Bulking” viscoso. Se produce un fallo en la microestructura por un exceso de
polímeros extracelulares dando lugar a un fango viscoso con problemas de
sedimentación y compactación.
- Flóculo punta de alfiler. Se produce debido a la baja proporción de bacterias
filamentosas haciendo que los flóculos se rompan fácilmente dando lugar a flóculos
pequeños que son arrastrados con el efluente.
- “Bulking” filamentoso. Es debido a un exceso de microorganismos filamentosos,
haciendo que la sedimentación y la compactación sean muy deficientes.
- “Foaming” o formación de espumas. Están asociados a determinadas bacterias
filamentosas con superficies celulares muy hidrofóbicas, situándose en la superficie de
19
as burbujas de aire y formando espumas que ascienden a la superficie formando una
capa espesa de color marrón.
- Flotación de los fangos. Puede ser debido a la formación de N2, que es un gas muy
poco soluble en agua, generado en el proceso de desnitrificación.
Para mejorar la sedimentabilidad en ocasiones puede interesar favorecer el crecimiento de las
bacterias filamentosas. Para ello, se debe operar teniendo en cuenta las siguientes
consideraciones:
- Baja carga másica o elevada edad del fango
- Baja concentración de oxígeno disuelto
- Concentración de S2-, aguas sépticas.
- Déficit de nutrientes, N y/o P.
- Bajo pH
- Atrapamiento de espumas en la superficie y recirculación de espumas.
Para evitar los problemas por “bulking” filamentoso es muy importante controlar la velocidad
de crecimiento de las bacterias filamentosas. Se trata de conseguir que las bacterias formadoras
de flóculos se desarrollen a mayor velocidad que las bacterias filamentosas, tal y como se
muestra en la Figura 2.4.
Figura 2.4. Velocidad de crecimiento de bacterias filamentosas y formadoras de flóculos.
Otra posibilidad sería operar en condiciones que no sean aerobias, puesto que la mayoría de las
bacterias filamentosas son aerobias.
En condiciones anaerobias, las bacterias acumuladoras de polifosfatos obtienen energía de sus
reservas para el almacenamiento de sustrato dentro de la célula, por lo que su desarrollo se ve
favorecido. El elevado contenido en fósforo de estas bacterias les confiere unas excelentes
características de sedimentabilidad.
En condiciones anóxicas, las bacterias nitrificantes utilizan nitrato como aceptor de electrones
produciéndose el metabolismo anóxico. Las bacterias filamentosas desnitrifican a una velocidad
muy inferior a la de las bacterias formadoras de flóculos por lo que éstas se verán favorecidas.
20
2.2.5. Tratamientos terciarios
La finalidad de los tratamientos terciarios es eliminar la carga orgánica residual y aquellas
otras sustancias contaminantes no eliminadas en los tratamientos secundarios, como por
ejemplo, los nutrientes, fósforo y nitrógeno.
Éstos tratamientos son necesario únicamente para ajustar algunas de las características del agua,
bien por exigencias de la legislación, como pasa por ejemplo con el vertido a agua sensible el
cual posee límites de vertidos más bajos que son difíciles de conseguir con el tratamiento
biológico. O bien porque el agua se pretende reutilizar, como por ejemplo para el riego, de
modo que es necesario disminuir los patógenos que contiene la misma.
Estos procesos son de naturaleza biológica o físico química, entro los procesos más comunes se
encuentran los siguientes:
- Intercambio Iónico: Es una operación en la que se utiliza un material, habitualmente
denominado resinas de intercambio iónico, que es capaz de retener selectivamente sobre su
superficie los iones disueltos en el agua, los mantiene temporalmente unidos a la superficie, y
los cede frente a una disolución con un fuerte regenerante.
La aplicación habitual de estos sistemas, es por ejemplo, la eliminación de sales cuando se
encuentran en bajas concentraciones.
- Adsorción: La adsorción define la propiedad de ciertos materiales (adsorbentes) de fijar en su
superficie moléculas orgánicas extraídas de la fase líquida en la que se encuentran. El proceso
de adsorción consiste en la captación de sustancias solubles en la superficie de un sólido. Un
parámetro fundamental es este caso será, por tanto, la superficie específica del sólido.
Se utiliza para eliminar fenoles, hidrocarburos aromáticos nitrados, derivados clorados, etc., así
como para eliminar olor, color y sabor. El adsorbente más utilizado en el tratamiento de aguas
es el carbón activo.
- Microfiltración y Ultrafiltración: El principio de la micro y ultrafiltración es la separación
física. Es el tamaño de poro de la membrana lo que determina hasta qué punto son eliminados
los sólidos disueltos, la turbidez y los microorganismos, de modo que las sustancias de mayor
tamaño que los poros de la membrana son retenidas totalmente.
- Microfiltración: las membranas usadas para la microfiltración tienen un tamaño de
poro de 0.1 y 10 µm. La microfiltración puede ser aplicada a muchos tipos diferentes de
tratamientos de agua cuando se necesita retirar de un líquido las partículas de un
diámetro superior a 0.1 mm.
- Ultrafiltración: Permite retener moléculas cuyo tamaño oscila entre 0.001 y 0.1 µm.
21
- Ósmosis Inversa: Consiste en aplicarle a la disolución concentrada una presión superior a la
osmótica, produciéndose el paso de disolvente (agua) desde la disolución más concentrada a la
más diluida hasta alcanzar un nuevo equilibrio.
Usando esta técnica, se elimina la mayor parte del contenido en sales del agua.
- Desinfección: Consiste en la eliminación de patógenos y bacterias por la adición de un
oxidante fuerte, sin embargo el oxidante fuerte oxida toda la materia oxidable que hay en el
agua residual. Los oxidantes más conocidos son el cloro y el ozono.
El cloro es el utilizado para las aguas potables, pues es barato, fácil de manejar y deja un efecto
residual en el agua, sin embargo al oxidar la materia orgánica del agua puede dar lugar a
sustancias tóxicas y peligrosas como son los trihalometanos. EL ozono por su parte, no genera
ningún compuesto tóxico conocido, sin embargo no tiene efecto residual, es más caro y al
desaparecer sin dejar rastro hay que generarlo in situ.
- Oxidación Avanzada: Estos procesos tienen por objetivo la eliminación de compuestos
solubles no biodegradables, presentes en las aguas residuales.
El proceso consiste en una oxidación química en condiciones suaves de presión y temperatura
hasta la mineralización completa de contaminantes. El agente oxidante es una especie
radicalaria denominada hidroxilo (OH•) con una elevadísima capacidad oxidante y con tiempos
de reacción muy cortos.
Debido a la altísima reactividad de estas especies es posible eliminar tanto compuestos
orgánicos como inorgánicos logrando así una reducción de DQO, COT (carbono orgánico total)
y toxicidad en las aguas residuales tratadas. Además la generación de radicales se realiza a partir
de oxigeno, agua oxigenada y catalizadores soportados, por lo que los subproductos de reacción
son únicamente agua y dióxido de carbono.
2.2.6. Tratamiento de fangos
Los fangos presentan características por las que no pueden ser empleados en usos agrícolas,
según la Directiva 91/271 CEE, por lo que deben ser gestionados a través de un gestor de
residuos. Para reducir costes, es importante reducir su volumen disminuyendo su contenido en
agua.
Las diferentes operaciones de depuración de un agua residual generan una serie de residuos que
pueden clasificarse en dos grupos:
- Sólidos gruesos: que normalmente se obtienen en los pretratamientos y que, por lo
general, o bien son incinerados o bien se vierten en vertederos.
- Fango: que se generan tanto en tratamientos primarios como en los secundarios.
22
Los lodos o fangos se presentan en forma líquida o semisólida y con un contenido de entre 0,25
y 12% (en peso) de sólidos, según el proceso del que precedan. Los fangos se someterán a uno u
otro tratamiento según sea su origen y su carga contaminante o tóxica. Estos tratamientos
intentan reducir el volumen de estos fangos. Suele estar compuesta por:
- Concentración de los fangos: Consiste en eliminar parte del agua retenida en el fango,
pudiendo distinguir tres formas en función de la tecnología utilizada. Utilizar uno u otro de los
métodos únicamente de las características del fango y las propiedades requeridas para los
tratamientos posteriores.
- Espesamiento: Se emplean espesadores estáticos o dinámicos, según tengan o no
rasquetas. Son unos depósitos de forma cónica en los que se concentran los fangos por
decantación física.
- Flotación: Determinados fangos se concentran mediante un proceso de flotación
ayudado por la inyección de aire.
- Centrifugación: Permite separar sólidos de líquidos. Se aplica a fangos muy diluidos
(1-2% de sólidos) se concentran.
- Estabilización: Los fangos pueden ser estabilizados mediante digestión aerobia o anaerobia.
En el proceso de estabilización se encuentran las diferentes bacterias presentes en el proceso de
depuración biológica, de modo que si existe eliminación biológica de fósforo, es decir,
bioacumulación de fósforo, estarán presentes las bacterias que la realizan.
Estas bacterias como todas las demás mueren en la línea de fangos y sueltan el fósforo interior
en forma de fosfatos aumentando mucho la concentración de los mismos en la línea de fangos.
Esto supone un problema, pues estos fosfatos precipitan con otros compuestos químicos
presentes en la línea de fangos como el amonio, el calcio o el magnesio. Esta precipitación es de
diferentes precipitados pero es incontrolada.
Uno de los principales problemas presentes durante las explotación de las estaciones
depuradoras de aguas es esta precipitación incontrolada, pues entre los precipitados formados
con fosfato se encuentra un precipitado muy poco en agua llamado estruvita. Este precipitado se
posa en tuberías y equipos disminuyendo la sección o el volumen.
Debido a que las bacterias muren en los procesos de digestión de la línea de fangos, se
precipitan en el digestor y aguas abajo en la línea de tratamiento, generando un problema de
explotación que es necesario resolver.
23
- Deshidratación: En función del volumen de fango a deshidratar se selecciona la técnica a
utilizar.
- Eras de secado: Consiste en la disposición de los fangos a secar sobre una superficie
al aire libre dotada de un buen drenaje.
- Filtración: Se emplean filtros de vacío y filtros prensa para la deshidratación de
fangos. Para ello se utilizan los filtros prensa o los filtros banda.
- Centrifugación: Permite separar sólidos de líquidos. Se aplica a fangos muy diluidos
(1-2% de sólidos).
Finalmente, los fangos pueden ser secados térmicamente, aplicados agrícolamente (compostaje
o aplicación directa a suelo), retirados a vertederos controlado o empleados para estabilizar o
rellenar terrenos.
24
2.3. El fósforo [9],[10],[11],[12]
2.3.1. Descripción
El fósforo es un elemento químico con símbolo P, número atómico 15 y peso atómico 30.9738.
Este elemento forma un gran número de compuestos, siendo los más importantes los fosfatos. El
fósforo es un elemento vital para las formas de vida, siendo los fosfatos un compuesto esencial
en los procesos de transferencia de energía tales como el metabolismo, la fotosíntesis, la acción
muscular y la función nerviosa. Los ácidos nucleicos de las células están compuestos, entre
otros, por fosfatos, así como un gran número de coenzimas. Por otra parte, los esqueletos de los
animales vertebrados están compuestos por fosfato de calcio o hidroxiapatita.
Cerca de tres cuartas partes del fósforo total se emplean como fertilizantes. Otras aplicaciones
importantes son relleno de detergentes, ablandadores de agua, nutrientes suplementarios en
alimentos para animales, aditivos para alimentos y fármacos, aditivos en metalurgia, agentes de
revestimiento en el tratamiento de superficies metálicas, insecticidas, plastificantes y aditivos de
productos petroleros.
2.3.2. Formas del fósforo
La química del fósforo indica que pueden existir una gran cantidad de compuestos basados en el
fósforo como los compuestos de carbono. La familia mejor conocida de los compuestos de
fósforo es el grupo de los fosfatos.
Los fosfatos son compuestos que se basan en átomos de fósforo rodeados en una disposición
tetraédrica por átomos de oxígeno. La familia de las cadenas de fosfato se basa en hileras
alternadas de átomos de fósforo y oxígeno en que cada átomo de fósforo permanece en el centro
de un tetraedro de cuatro átomos de oxígeno.
Una característica estructural de muchos de los compuestos del fósforo conocidos es la
formación de estructuras tipo jaula como por ejemploel fósforo blanco, P4, y uno de los
pentóxidos de fósforo, P4O10. Las estructuras tipo red son comunes como los cristales de fósforo
negro en que los átomos están enlazados unos con otros.
Con respecto al fósforo en los seres vivos, que como se ha dicho con anterioridad es
fundamental para estos, el de mayor importancia biológica es el adenosintrifosfato (ATP), que
es un éster de la sal, el tripolifosfato de sodio. Casi todas las reacciones en el metabolismo
celular y la fotosíntesis requieren la hidrólisis de este tripolifosfato hasta su derivado
pirofosfato, el adenosindifosfato (ADP).
25
2.3.3. Usos del fósforo
- Fósforo blanco: Este compuesto de fósforo se utiliza en mayor medida para producir ácido
fosfórico y otros productos de la industria química. Los productos derivados del fósforo se
utilizan para fabricar abonos, aditivos para alimentos y bebidas, o como agentes de limpieza
entre otros. También se utilizan muy pocas cantidades para fabricar veneno para ratones y
cucarachas, además de para fabricar fuegos a artificiales.
También es utilizado por el ejército en determinado armamento como son los cartuchos de
morteros y artillería y las granadas. Al utilizar munición con fósforo blanco se genera un humo
que contiene determinada cantidad de fósforo no incendiado además de otros productos
químicos. Este humo se utiliza para ocultar el movimiento de las tropas y dispersar las fuerzas
enemigas sin matarlas.
- Fosfatos: Como se ha dicho con anterioridad, la mayor parte de los fosfatos son empleados en
la industria como fertilizantes, siendo su uso unas tres cuartas partes del fosforo total empleado.
Otros empleos de los fosfatos en sus múltiples formas son como agente de saponificación de
grasas, decapante de pinturas para metales, en tratamientos anticorrosión, en la industria
alimentaria del queso como emulsionante y en la del jamón como aditivo para evitar la pérdida
del agua, como levadura artificial en panadería y acidulante en la preparación de la masa de pan,
como abrasivo en pastas de dientes y en detergentes como aditivo de ablandamiento del agua.
2.3.4. Efectos sobre la salud
- Fósforo blanco: Se ha demostrado que el fósforo blanco inhalado puede causar tos, que las
heridas de la boca no cicatricen bien y se produzca degradación en la mandíbula (fosfonecrosis).
Es importante destacar que a mayoría de la información acerca de los efectos de respirar fósforo
blanco proviene de estudios de trabajadores.
El fósforo blanco puede causar vómitos, calambres estomacales, daños en el hígado, corazón o
riñón, somnolencia o fallecimiento por ingestión. La mayoría de la información acerca de los
efectos de comer o beber fósforo blanco proviene de casos de personas que ingirieron veneno
para ratones o fuegos artificiales que contenían esta sustancia.
No se sabe si las personas que ingieren sustancias que contienen fósforo blanco durante un
período prolongado sufrirán efectos más graves. El contacto dérmico con fósforo blanco
ardiendo produce, aparte de quemaduras, daños en el corazón, hígado y riñón.
La EPA ha determinado que el fósforo blanco no es clasificable en cuanto a carcinogenicidad en
seres humanos.
- Fosfatos: Es el compuesto en el que más comúnmente se encuentra el fósforo. Por lo general
son sustancias beneficiosas para la salud y empleadas en multitud de alimentos como quesos,
salsas o jamón. Sin embargo, demasiado fosfato puede dar ciertos problemas de salud como es
26
el daño a los riñones y la osteoporosis, que son causadas por el uso extensivo de medicinas. Por
otra parte, demasiado poco fosfato también puede causar problemas de salud por carencia de
fósforo en el organismo, uno de los elementos principales.
2.3.5. Efectos sobre el medioambiente
Como ocurre con todas las sustancias químicas, los efectos que representa un elemento sobre el
medio ambiente dependen fundamentalmente de la forma en la que se presenten, es decir de la
sustancia en concreto que contiene dicho elemento. Por ejemplo, para el caso del fósforo los
efectos sobre el medio ambiente pueden separarse en fósforo blanco, fosfatos y ortofosfatos
(éstos dos últimos son los que se vierten con el agua tratada en una depuradora de aguas
residuales urbanas).
-Fósforo blanco: El fósforo blanco entra en el ambiente cuando es usado en industrias para
hacer otros productos químicos y cuando el ejército lo usa como munición. Por tanto esta forma
del fósforo puede llegar a acabar en las aguas a través de los vertidos que realizan las fábricas
donde lo usan, sin embargo es difícil que sea dispersado en este forma pues reacciona bastante
rápido con el oxígeno presente en el ambiente.
En agua con poco oxígeno, el fósforo blanco reacciona con agua para formar un compuesto
llamado fosfina. La fosfina es un gas sumamente tóxico que pasa rápidamente del agua al aire,
ésta es transformada en el aire a sustancias químicas menos tóxicas en menos de un día. Además
si el fósforo blanco está presente en el agua se acumula en baja cantidad en los peces.
El fósforo blanco puede permanecer en el suelo unos días antes de ser transformado a
sustancias químicas menos dañinas. Sin embargo, el fósforo blanco puede permanecer por miles
de años en suelo más profundo y en el fondo de ríos y lagos en donde no hay oxígeno. El
fósforo blanco se adhiere moderadamente al suelo y generalmente no penetra el suelo en agua
deficiente en oxígeno.
- Fosfatos: Los fosfatos tienen muchos efectos sobre los organismos. Los efectos son
mayormente consecuencias de las emisiones de grandes cantidades de fosfatos en el ambiente
debido a la minería y los cultivos. Durante la depuración del agua los fosfatos no son a
eliminados correctamente en la mayoría de la ocasiones, así que pueden expandirse a través de
largas distancias cuando se encuentran en la superficie de las aguas.
Debido a la constante adición de fosfatos por los humanos y que exceden las concentraciones
naturales, el ciclo del fósforo es interrumpido fuertemente.
El incremento de la concentración de fósforo en las aguas superficiales aumenta el crecimiento
de organismos dependientes del fósforo, como son las algas. Estos organismos usan grandes
cantidades de oxígeno y previenen que los rayos de sol entren en el agua. Esto hace que el agua
sea poco adecuada para la vida de otros organismos. El fenómeno es comúnmente conocido
como eutrofización.
27
2.3.6. Precipitados del fósforo en el proceso de Depuración de las aguas
residuales [13],[14],[15],[16],[17],[18],[19],[20]
- Estruvita: Es un Compuesto químico formado por fosfato hexahidratado que contiene a su vez
amonio y magnesio (NH4MgPO4.6H2O). Poseen una formación cristalina y aparecen
normalmente en la línea de fangos de una estación depuradora de aguas residuales. Es
un compuesto que se ha encontrado también en los cálculos (piedras) de riñón.
Este cristal es muy poco soluble en agua aunque es muy soluble en ácidos, esta propiedad es la
que genera grandes problemas de explotación en las EDARs pues se forman los cristales en la
línea de fangos (exceso de fosfatos) y se deposita en las paredes de tuberías y tanques
disminuyendo su sección incluso pudiendo llegar a colapsar la tubería o salidas y entradas de los
tanques.
Por tanto el estruvita es un gran problema tanto en el ámbito de las aguas como para la salud, la
solución no viene por solucionar el problema cuando ocurra sino por evitar que se lleve a cabo
esta precipitación de forma incontrolada.
- Hidroxiapatita: Es un compuesto químico formado por fosfato, calcio y iones hidróxidos
(Ca10(PO4)6(OH)2). Tiene una formación cristalina y aparece, como la estruvita, en la línea de
fangos de las depuradoras. Además este compuesto se encuentra en el cuerpo humano,
representando a la mayoría de calcio y fósforo total.
Actualmente se están llevando a cabo muchos estudios médicos debido a su biocompatibilidad y
bioactividad. A diferencia de la estruvita este cristal de fosfato sí que es soluble en agua de
modo que no supone ningún problema en el fango y sus instalaciones pues se forma y se
disuelve siguiendo el equilibrio de precipitación.
- Variscita: Es un compuesto químico formado por Aluminio y fosfato doblemente hidratados.
(AlPO4·2H2O). Forman cristales de color verde-azulado con cristalinidad ortorrombica y con
solubilidad total en agua. En la naturaleza aparece en depósitos de agua con alto contenido en
fosfato en contacto con rocas que contienen aluminio. También aparece en las líneas de fango
de las depuradoras cuando se tiene algo de aluminio. Generalmente se usa como piedra
decorativa
- Newberita: Compuesto químico parecido a la estruvita, pero con mayor solubilidad en agua.
También llamado Magnesio hidrogeno fosfato tri-hidratado (Mg HPO4. 3H2O) la newberita es
un mineral que forma cristales de color blanco que usualmente se utiliza de fertilizante en forma
triturada. Se puede formar en la línea de fango de las depuradoras, pero es más estable en forma
de estruvita si se halla amonio en el fango.
- Vivianita: La Vivianita es un mineral fosfatado que contiene hierro ((Fe2+)3(PO4)2·8H2O). Se
suele encontrar en yacimientos de hierro en formaciones graníticas en forma de cristales blancos
(o verdes en el caso de que el hierro esté en forma oxidada). Es un compuesto soluble en agua y
se puede encontrar en las líneas de fangos de las depuradoras con un porcentaje de hierro alto.
28
Su principal uso es la extracción de hierro, pero algunos raros ejemplares de cristal se pueden
usar como gemas en joyerías.
- Estrengita: Compuesto químico formado por fosfato de hierro dihidratado (Fe3+PO4·2H2O). A
diferencia de la Vivianita, la Estrengita es formada a partir de la Variscita en aguas que
contienen hierro sustituyendo el aluminio por el hierro. Es común encontrarla en la línea de
fangos en la depuradora en forma disuelta (al ser soluble en agua).
29
2.4. Modelos matemáticos para la simulación del tratamiento del
agua residual [5],[21],[22]
El presente proyecto, cómo ya se ha comentado anteriormente, se realiza mediante un programa
de simulación. Dicho programa utiliza modelos microbiológicos del agua residual, es decir que
utiliza una representación matemática del funcionamiento de los microorganismos presentes en
el agua residual. Hay muchos organismos diferentes presentes, sin embargo no es necesario
determinar el funcionamiento de cada uno de ellos a nivel de detalle, si no que pueden
describirse con ecuaciones más sencillas para grupos de bacterias cuyo funcionamiento es
semejante.
Hay varios modelos estandarizados sobre el comportamiento de los fangos en una estación
depuradora, sin embargo el programa utilizado utiliza el modelo conocido como ASM2d
(“Activated Sludge Model Nº 2D del IWA Task Group On Mathematical Modelling for Design
and Operation of Biological Wastewater Treatment”) para el reactor de fangos activados y el
ADM1 (“Anaerobic Digestión Model Nº1 del IWA Task Group for Mathematical Modelling of
Anaerobic Digestion Processes”) para el digestor, por tanto son estos modelos los que se van a
explicar en este apartado. El programa también utiliza modelos de sedimentación para los
decantadores y los espesadores sin embargo no se pretenden desarrollar esos modelos en el
presente proyecto pues no son relevantes para cumplir el objetivo de obtener fósforo.
2.4.1. Estructura de los modelos
Los modelos están formados por la estequiometria y la cinética de los procesos en involucrados
en el tratamiento. Estos modelos se aplican a sistemas concretos mediante la realización de
balances de materia.
2.4.1.1. Balances de materia
Para explicar el balance de materia se debe suponer un volumen de control dado, es decir un
elemento o elementos a los que se va a realizar este balance. Supongamos el siguiente volumen
de control:
Se define acumulación como la diferencia entre lo que hay
ahora y lo que había antes, por tanto puede ser negativa o
positiva.
Se define entrada como el flujo de materia que entra en el volumen de control escogido, en este
caso por tanto tiene signo positivo.
Se define la salida como el flujo de materia que sale del volumen de control seleccionado para
el estudio, de modo que también tiene signo positivo.
30
Por último, se define la generación como la aparición o desaparición de sustancias por
reacciones químicas, de modo que como la acumulación puede tener tanto signo negativo como
positivo en función de la reacción que se esté dando.
Como se comprueba el balance de materia siempre debe tener unidades de masa por tiempo.
Quedando en términos globales y sin desarrollar ningún término de la siguiente manera:
Acumulación = Entrada − Salida + Generación
Ahora se puede desarrollar cada uno de los términos para que tengan las mismas unidades en
todos ellos utilizando información de la que se puede disponer mediante medidas empíricas.
- Acumulación: Como es la diferencia en el tiempo debe ser una derivada parcial respecto al
tiempo, y al tener que tener unidades de masa por tiempo es necesario multiplicar la
concentración del componente por el volumen de control, en el caso a estudiar es un reactor
biológico.
Acumulación =
∂(C ⋅V )
∂t
- Entrada y salida: En este caso se supone que lo que entra y sale del sistema de control es un
caudal de líquido, de modo que para obtener las unidades buscadas se ha de multiplicar dicho
caudal por la concentración del componente al que se le está haciendo el balance de materia.
Entrada = Qe ⋅ Ce
Salida = Qs ⋅ C s
- Generación: Este es el término más complicado, pues es necesario introducir en el la velocidad
de reacción, que es la masa de materia que se produce o desaparece por unidad de volumen y de
tiempo, de modo que es necesario multiplicarlo por el volumen estudiado para obtener las
unidades deseadas.
Generación = r ⋅V
El signo de la generación dependerá de si el balance se le hace a una sustancia que desaparece,
en cuyo caso será negativo, o a una sustancia que aparece en cuyo caso será positivo.
Por tanto juntando todos los términos del balance y a expensas de desarrollar el término de
velocidad, que se explicará a continuación, el balance de materia de un componente A (que
desaparece) queda de la siguiente manera:
∂(CA ⋅V )
= Qe ⋅ CeA − Qs ⋅ CsA − rA ⋅V
∂t
31
2.4.1.2. Estequiometría
Para poder explicar cómo desarrollar un modelo es necesario diferenciar entre componentes y
procesos dentro del sistema analizado. De modo que los componentes son las especies que
definen el sistema a estudiar (componente y unidades en la que se mide), mientras que los
procesos son las reacciones entre los componentes existentes (esto es lo que engloba a la
estequiometría y a la cinética).
Supongamos para el análisis que se tiene una única reacción de la forma:
A2 B + CD2 → 2 AD + BC
Es necesario ajustar la reacción, de modo que hay exactamente la misma cantidad de una
sustancia (A, B, C y D) a cada lado de la reacción. El numero que resulta de este ajuste y que va
delante de cada compuesto se llama coeficiente estequiométrico, de modo que la estequiometría
relaciona cantidades de reactivos que se consumen con los productos.
Para la reacción estudiada se tiene cuatro componentes que son A2B, CD2, AD y BC
(incluyendo las unidades en las que se quiera medir), mientras que al haber una única reacción
química sólo se tiene un proceso.
En aguas residuales se suele expresar como la diferencia entre productos y reactivos y se
normalizan los coeficientes estequiométricos en base a un componente determinado, el cual
debe ser en el que se exprese la velocidad. Por tanto para el ejemplo puesto anteriormente y
normalizándolo en base a AD pues la velocidad que se conoce es la de este componente se
obtiene:
1
1
1
− ⋅ A2 B − ⋅ CD2 + 1⋅ AD + ⋅ BC = 0 → Generación= rAD ⋅V
2
2
2
Sin embargo este ejemplo está puesto para un único proceso, pero lo más habitual es que un
componente intervenga en diferentes procesos de modo que la velocidad de reacción de dicho
componente se debe calcular como:
n
ri = ∑ (υi , j ⋅ r j )
j =1
Siendo:
i: Componente
j: Proceso
υi, j : Coeficiente estequiométrico normalizado respecto al componente i.
De modo que el coeficiente estequiométrico es necesario para determinar la velocidad de
reacción global de un componente dentro de una serie de procesos, así mismo, por como ha sido
32
definido se sabe que si es positivo es porque se genera mientras que si es negativo es porque se
consume.
Cinética
La cinética comprende la velocidad de reacción de uno o varios procesos, en este caso el
proceso lo llevan a cabo las bacterias, por tanto se va a estudiar la cinética de las mismas dentro
de los procesos.
En los procesos de depuración biológica se consideran los siguientes cuatro tipos de cinética:
- Orden cero: Dónde la velocidad es constante y no depende de ningún otro parámetro.
r=µ
Siendo
µ es el coeficiente cinético y que depende de la temperatura del proceso siguiendo la
ley de Arrenius:
µ (T ) = µ (Tref ) ⋅θ
T −Tref
Donde:
µ (Tref ) : Es la velocidad de crecimiento a una temperatura de referencia dada.
θ : Es un coeficiente de corrección por temperatura característico de cada proceso y que
tiene en cuenta la dependencia de este proceso con la temperatura.
En la Figura 2.5. se puede observar un ejemplo de la dependencia comentada anteriormente.
33
Figura 2.5. Efecto de la temperatura sobre los procesos biológicos.
- Primer orden: Dónde la velocidad depende de la concentración de uno de los componentes
estudiados (X). De modo que no existe un límite de producción.
r =µ⋅X
- Cinética de Monod: Con esta cinética se introduce una limitación, pues a elevadas
concentraciones la velocidad permanece constante e igual a la máxima.
r =µ⋅
34
X
X + ks
- Cinética de inhibición: Es posible que una sustancia sea inhibidora del proceso, en ese caso se
debe utilizar una cinética de inhibición de manera que se represente que con forme aumente la
concentración de dicha sustancia (I) se disminuya la velocidad del proceso.
r =µ⋅
kI
I + kI
Puede darse el caso de que una misma sustancia sea necesaria y a la vez inhibidora a altas
concentraciones, de modo que en la cinética deberá constar la cinética de Monod y la inhibición,
sin embargo en ese caso el coeficiente cinético seria corregido porque están normalizadas.
2.4.1.3. Notación matricial
Este tipo de notación es necesaria para definir el modelo, pues es la herramienta que se utiliza
para determinar los coeficientes estequiométricos desconocidos. La notación matricial consiste
en una matriz del tipo:
P1
P2
P3
…
Pm
A1
υ11
υ21
υ31
…
υm1
A4
υ14
υ24
υ34
…
υm4
…
…
…
…
…
…
An
υ1n
υ2n
υ3n
…
υmn
C1
C2
…
Cd
ic1,A1 ic1,A2 ic1,A3 ic1,A4
ic2,A1 ic2,A2 ic2,A3 ic2,A4
…
…
…
…
icd,A1 icd,A2 icd,A3 ic2,A4
…
…
…
…
ic1,An
ic2,An
…
icd,An
A2
υ12
υ22
υ32
…
υm2
A3
υ13
υ23
υ33
…
υm3
Velocidad
r1
r2
r3
…
rm
Se observa que en este tipo de notación existen dos matrices, la matriz superior se conoce como
la matriz estequiométrica, en la cual las columnas corresponden a los componentes y las filas a
los procesos. En ella se introduce los coeficientes estequiométricos de cada componente así
como la velocidad de reacción del proceso estudiado.
La matriz inferior se conoce como matriz de composición, en la cual las columnas siguen
correspondiendo a los componentes pero las filas corresponden con los materiales que se
conservan, éstos materiales son en los que están medidos los componentes, por ejemplo si se
busca determinar el NH4, el cual se mide en mg de N por litro, se necesita el nitrógeno como
material a conservar. Por tanto en dicha matriz de debe incluir la cantidad a conservar presente
en una unidad de componente.
35
Estas dos matrices se utilizan para obtener los coeficientes estequiométricos desconocidos, para
ello se debe hacer uso de las ecuaciones de continuidad, que tienen la siguiente forma:
υ11 ⋅ ic1, A1 + υ12 ⋅ ic1, A2 + υ13 ⋅ ic1, A3 + υ14 ⋅ ic1, A4 + .... + υ1n ⋅ ic1, An = 0
υ11 ⋅ ic 2, A1 + υ12 ⋅ ic 2, A2 + υ13 ⋅ ic 2, A3 + υ14 ⋅ ic 2, A 4 + .... + υ1n ⋅ ic 2, An = 0
...
υ11 ⋅ icd , A1 + υ12 ⋅ icd , A2 + υ13 ⋅ icd , A3 + υ14 ⋅ icd , A 4 + .... + υ1n ⋅ icd , An = 0
Las anteriores ecuaciones, son las ecuaciones de continuidad para el proceso uno, se observa
que hay tantas ecuaciones como materiales a conservar, de modo que como máximo debe haber
tantas incógnitas como materiales a conservar para un mismo proceso. Para ello se hace uso de
parámetros biológicos que se explicarán en cada uno de los casos.
2.4.2. Definición de las variables
Para poder describir y explicar el modelo utilizado (modelo BNRM2) es necesario definir las
variables de las que consta el modelo. Estas variables son:
- Variables solubles: Su representación se realiza con una S mayúscula, y un subíndice que
corresponde con el componente al que representa.
SO2 (masa de O/volumen): Oxígeno disuelto.
SF (masa DQO/volumen): Materia orgánica disuelta rápidamente biodegradable. Está
constituida por la fracción de la DQO que es directamente utilizable por los organismos
heterótrofos tanto aerobios como anaerobios, si bien no incluye los productos
resultantes de la fermentación anaerobia.
SA (masa de DQO/volumen): Productos de fermentación anaerobia de la materia
orgánica. Básicamente están constituidos por aniones de ácidos orgánicos de cadena
corta, producto de la actividad de bacterias acidogénicas. A efectos estequiométricos
pueden considerarse constituidos por ion acetato.
SNH4 (masa de N/volumen): Amonio y amoniaco. A efectos de cálculo de los balances
de carga eléctrica en los procesos, se considerará que todo el nitrógeno amoniacal se
encuentra en forma de ion amonio.
SNO3 (masa de N/volumen): Nitrato y nitrito. Está constituido por el nitrógeno en forma
de iones nitrato y nitrito, si bien se puede adoptar la simplificación de considerar que
todo el nitrógeno oxidado se encuentra en forma de nitrato.
SPO4 (masa de P/volumen): Fósforo inorgánico disuelto. Están constituidos
principalmente por ortofosfatos. Para el cálculo de los balances de carga eléctrica, se
36
considerará que, con independencia del pH, un 50% del fósforo inorgánico disuelto se
encuentra en forma de ion H2PO-4 y el 50% restante en forma de ion HPO-24.
SI (masa DQO/volumen): Materia orgánica inerte disuelta. Está constituida por la
materia orgánica disuelta no susceptible de biodegradación en un sistema de fangos
activados. Puede formar parte de la alimentación del sistema o producirse como
consecuencia de los procesos biológicos.
SALK (mol HCO-/volumen): La alcalinidad proporciona una medida de la capacidad
neutralizante de ácidos del agua. Se define como:
S ALK = [ HCO3− ] + 2 ⋅ [CO3−2 ] + [OH − ] − [ H + ]
Figura 2.6. Relación entre el carbono inorgánico total, la alcalinidad y el pH.
En la Figura 2.6. se muestra la relación entre el carbono inorgánico total, la alcalinidad
y el pH para un sistema dónde las únicas especies que se producen son debidas al
equilibro de los carbonatos. Se observa que la alcalinidad aumenta principalmente
debido al aporte del dióxido de carbono proveniente de la respiración de
microorganismos y su inmediata conversión en iones bicarbonato y carbonato.
SN2 (masa de nitrógeno/volumen): Nitrógeno molecular (N2). Se genera como producto
de la desnitrificación y, al igual que el oxígeno, puede ser transferido a través de la
interfase agua-aire.
- Variables particuladas: Su representación se realiza con una X mayúscula, y un subíndice que
corresponde con el componente al que representa
37
XI (masa de DQO/volumen): Materia orgánica inerte en suspensión. Está constituida
por la materia orgánica en suspensión no susceptible de biodegradación en un sistema
de fangos activados. Puede formar parte de la alimentación del sistema o producirse
como consecuencia de los procesos biológicos.
XS (masa de DQO/volumen): Materia orgánica en suspensión lentamente biodegradable.
Está constituida por la masa de sustancias orgánicas de alto peso molecular, en
suspensión o en forma coloidal que son susceptibles de biodegradación únicamente
después de haber sido hidrolizadas mediante reacciones enzimáticas extracelulares.
XH (masa de DQO/volumen): Biomasa de organismos heterótrofos. Esta variable está
constituida por la biomasa de todos los organismos heterótrofos tanto aerobios y
facultativos como anaerobios.
XPAO (masa DQO/volumen): Biomasa de organismos acumuladores de fosfatos -PAO-.
No incluye la masa de polifosfatos ni de poli-hidroxialcanoatos (PHA) acumulados en el
interior de las células de estos organismos.
XPP (masa de fósforo/volumen): Polifosfatos. Constituyen el producto básico de
almacenamiento de fósforo por los organismos acumuladores de fosfatos. A efectos
estequiométricos se consideran que tienen la composición (K0,33Mg0,33PO3)n.
XPHA (masa de DQO/volumen): Productos orgánicos de almacenamiento intracelular en
organismos acumuladores de fosfatos. Consisten básicamente en poli-hidroxi-alcanoatos
(PHA). Algunos grupos de organismos (GAO) son capaces, en condiciones aerobias, de
almacenar reservas de glucógeno de cuya hidrólisis obtienen energía en condiciones
anaerobias, pudiendo mediante esta estrategia competir con los organismos
acumuladores de fosfatos. No obstante, el modelo ASM2D únicamente considera como
productos de almacenamiento intracelular los PHA, para simplificar el modelo.
XAUT (masa de DQO/volumen): Biomasa de organismos nitrificantes. Son organismos
quimiolitotróficos, aerobios estrictos, que oxidan el amonio a nitrato. Incluyen los
géneros Nitrosomosas y Nitrobacter.
XTSS (masa/volumen): Sólidos totales en suspensión. Incluye tanto los sólidos
biológicos como los precipitados químicos de fósforo producidos.
XMeOH (masa/volumen): Hidróxidos metálicos. Es la masa de hidróxidos metálicos que
entran en el sistema o que se producen en él como consecuencia de la adición de
reactivos químicos. A efectos estequiométricos, supondremos que está formada por
Fe(OH)3.
XMeP (masa/volumen): Fosfatos metálicos. Es la masa de fosfatos metálicos insolubles
formados por reacción del fósforo con metales o hidróxidos metálicos. A efectos
estequiométricos, supondremos que está formada por FePO4.
38
2.4.3. Definición del Modelo ASM2d
2.4.3.1. Bacterias heterótrofas
A continuación se va a explicar un poco el funcionamiento de las bacterias heterótrofas, este
tipo de bacterias utiliza la materia orgánica como fuente de carbono así como dado de
electrones, sin embargo se pueden encontrar diferentes tipos en función del aceptor de
electrones utilizado, pueden ser aerobias se utilizan el oxígeno, facultativas cuando utilizan o
bien oxígeno u otro compuesto con oxígeno como puede ser el nitrato o nitrito, y por último las
anaerobias, las cuales utilizan otros compuestos y deben estar en ausencia de oxígeno, ya sea
molecular como en otros compuestos.
Las bacterias heterótrofas eliminan materia orgánica biodegradable, absorbiéndola en su interior
a través de la pared celular, de modo que esta sustancia debe estar soluble, así que la materia
orgánica particulada y de gran tamaño biodegradable debe pasar por un proceso de hidrólisis
para ser degradada por las bacterias heterótrofas.
Cómo ya se ha comentado la materia orgánica se divide en suspendida (lentamente
biodegradable) y soluble (fácilmente biodegradable), como esta distinción es por tamaño se
comete un pequeño error.
Figura 2.7. Esquema simplificado del metabolismo de las bacterias heterótrofas.
En la Figura 2.7. se observa un esquema bastante simplificado del metabolismo de las bacterias
heterótrofas. Se observa que a grandes rasgos se pueden diferenciar entre dos procesos que se
dan a la vez y que están estrechamente unidos, por un lado está el catabolismo mediante el cual
las bacterias degradan la materia orgánica en presencia de un dador de electrones (oxígeno en el
esquema) para convertirlo en dióxido de carbono y agua, mediante este proceso obtienen la
energía necesaria para crecer y crear biomasa nueva con la ayuda de los nutrientes, a este
proceso se le llama anabolismo. Por otro lado la biomasa muere mediante el proceso que se
denomina lisis y se forma nueva materia orgánica biodegradable y el Debris, que es la fracción
de materia orgánica inerte generada en la muerte de los microorganismos.
Cómo se ha visto anteriormente para poder establecer el modelo es necesario definir los
componentes, los procesos y los materiales a conservar, en este caso y dada la explicación
anterior:
39
- Componentes:
Solubles
SA (mg DQO/L) SNO3 (mg N/L)
SO2 (mg O/L)
SN2 (mg N/L)
SF (mg DQO/L) SI (mg DQO/L)
SNH4 (mg N/L)
SALK (mol HCO3-/L)
SPO4 (mg P/L)
Particulados
XS (mg DQO/L)
XH (mg DQO/L)
XI (mg DQO/L)
XSST (mg SST/L)
- Materiales a conservar:
DQO (mg)
N (mg)
P (mg)
Carga (mol)
SST (mg)
- Procesos:
1: Crecimiento de XH aerobio con SF
2: Crecimiento de XH aerobio con SA
3: Crecimiento de XH anóxico con SF
4: Crecimiento de XH anóxico con SA
5: Lisis XH
6: Hidrólisis XS arerobia
7: Hidrólisis XS anóxica
8: Hidrólisis XS anaerobia
9: Fermentación SF SA
La fermentación es un proceso que en el modelo se les atribuye a las bacterias heterótrofas por
simplificar el modelo, pero es un vacío.
40
C.
P.
SA
SO2
SF
SNH4
SPO4
SNO3
SN2
SI
SALK
XS
XH
XI
XSST
r
1
-
A
−1
YH
B
C
-
-
-
D
-
1
-
E
r1
2
−1
YH
F
-
G
H
-
-
-
J
-
1
-
J
r2
3
-
-
−1
YH
K
L
M
-M
-
N
-
1
-
Ñ
r3
4
−1
YH
-
-
O
P
Q
-Q
-
R
-
1
-
S
r4
5
-
-
-
T
U
-
-
-
V
W
-1
f XI
X
r5
6
-
-
Y
Z
AA
-
-
f SI
BB
-1
-
-
CC
r6
7
-
-
DD
EE
FF
-
-
f SI
GG
-1
-
-
HH
r7
8
-
-
II
JJ
KK
-
-
f SI
LL
-1
-
-
MM
r8
-
-1
ÑÑ
OO
-
-
-
PP
-
-
-
QQ
r9
9
mg
DQO
1
-1
1
0
0
−64
14
−48
28
1
0
1
1
1
0*
mg N
0
0
i NSF
1
0
1
1
i NSI
0
i NXS
i NBM
i NXI
0*
mg P
0
0
i PSF
0
1
0
0
i PSI
0
i PXS
i PBM
i PXI
0*
Mol
Carga
−1
64
0
0
1
14
−3
31
−1
14
0
0
-1
0
0
0
0
mg
SS
0
0
0
0
0
0
0
0
0
i SSXS
iSSBM
iSSXI
1
*Estos materiales a conservar si tienen sólidos, sin embargo como los SS es un componente ficticio. Si se conservase
se contaría el nitrógeno, el fósforo y la DQO por duplicado.
La matriz anterior es la correspondiente al modelo ASTM2d para las bacterias heterótrofas, sin
embargo está incompleta, los valores de la matriz estequiométrica se completan como se ha
explicando anteriormente, utilizando las ecuaciones de continuidad, sin embargo para poder
aplicarlas y que haya tantas incógnitas como ecuaciones o incluso menos es necesario definir los
siguientes términos biológicos:
0 < YH =
Biomasa producida  g DQO 

 <1
Sustrado consumido  g DQO 
0 < f SI =
Debris producida
X S hidrolizada
 g DQO 

 ≤ 1
 g DQO 
0 < f SI =
Debris producida
Biomasa muerta
 g DQO 

 ≤ 1
 g DQO 
Para la YH interesa un valor pequeño pues de esa manera se consume más sustrato y se degrada
más materia orgánica del agua residual, en lo que respecta al factor de lisis puede llegar a ser
uno si todo lo que se produce tras la muerte es Debris, sin embargo no ocurre de esa manera
normalmente.
41
Con lo que respecta a la matriz de conservación, ésta debe ser conocida en su totalidad y es
posible rellenarla utilizando balances, reacciones químicas, cambios de unidades… conociendo
las fórmulas estequiométricas de cada uno de los componentes y las unidades en las que se
miden.
Por último para que el modelo para las bacterias heterótrofas este completo se debe introducir la
cinética para cada uno de los procesos estudiados, para ello se debe hacer uno de lo explicado
anteriormente de las cinéticas y del funcionamiento metabólico de las bacterias. Se obtienen las
siguientes cinéticas de resultado:
r1 = µ H (T ) ⋅
SO 2
S NH 4
S PO 4
SF
S ALK
SF
⋅
⋅
⋅
⋅
⋅ XH ⋅
S O 2 + kO 2 S NH 4 + k NH 4 S PO 4 + k PO 4 S F + k SF S ALK + k ALK
SF + S A
r2 = µ H (T ) ⋅
SO2
S NH 4
S PO 4
SA
S ALK
SA
⋅
⋅
⋅
⋅
⋅ XH ⋅
S O 2 + k O 2 S NH 4 + k NH 4 S PO 4 + k PO 4 S A + k SA S ALK + k ALK
SF + S A
r3 = µ H (T ) ⋅
S NH 4
S PO 4
S NO 3
k IO 2
SF
S ALK
⋅
⋅
⋅
⋅
⋅
⋅
S NH 4 + k NH 4 S PO 4 + k PO 4 S F + k SF S NO 3 + k SNO 3 SO 2 + k IO 2 S ALK + k ALK
⋅ X H ⋅ η NO 3 ⋅
r4 = µ H (T ) ⋅
SF
SF + S A
S NH 4
S PO 4
S NO 3
k IO 2
SA
S ALK
⋅
⋅
⋅
⋅
⋅
⋅
S NH 4 + k NH 4 S PO 4 + k PO 4 S A + k SA S NO 3 + k SNO 3 S O 2 + k IO 2 S ALK + k ALK
⋅ X H ⋅ η NO 3 ⋅
SA
SF + SA
r5 = bH (T ) ⋅ X H
XS
r6 = k (T ) ⋅
k XS
SO2
XH
S ALK
⋅
⋅
⋅ XH
XS
S
+
k
S
+
k
O
2
O
2
ALK
ALK
+
XH
XS
r7 = k (T ) ⋅
k XS
S NO 3
k IO 2
XH
S ALK
⋅
⋅
⋅
⋅ X H ⋅ η NO 3
X
S NO 3 + k SNO 3 S O 2 + k IO 2 S ALK + k ALK
+ S
XH
XS
r8 = k (T ) ⋅
k XS
k IO 2
k INO3
XH
S ALK
⋅
⋅
⋅
⋅ X H ⋅ η FE
X
S O 2 + k IO 2 S NO 3 + k INO3 S ALK + k ALK
+ S
XH
42
r9 =q FE (T ) ⋅
k IO 2
k INO3
SF
S ALK
⋅
⋅
⋅
⋅ XH
S F + k SF SO 2 + k IO 2 S NO3 + k INO 3 S ALK + k ALK
El último factor de la cinética de crecimiento de las bacterias heterótrofas tanto aerobio como
anóxico y utilizando cualquier tipo de substrato es el factor de reparto, es porque hay dos
sustratos, si no se incluyese este factor se contaría como que las bacterias estarían creciendo el
doble de lo que en realidad están creciendo.
El factor η se utiliza para distinguir el hecho de que no todas las bacterias heterótrofas son
capaces de realizar ese proceso, solo una cantidad de ellas definida por ese factor, que por tanto
será menor que la unidad.
Cabe destacar que las constantes de semisaturación son propias de cada componente en cada
proceso, de modo que no tendrán el mismo valor para los nueve procesos estudiados.
Por último destacar que en la hidrólisis el substrato se incluye con una Monod por unidad de
bacteria, eso es debido a que al ser un material particulado, la degradación está limitada por
superficie.
2.4.3.2. Bacterias autótrofas
A continuación se va a explicar un poco el funcionamiento de las bacterias autótrofas, este tipo
de bacterias utiliza el dióxido de carbono como fuente de carbono, el amonio o nitrato como
dador de electrones, en función del tipo de bacterias autótrofas que sean como se verá a
continuación. Se trata de bacterias aerobias por tanto utilizan al oxígeno como aceptor de
electrones.
Al haber dos tipos de dadores de electrones para las bacterias autótrofas también hay dos tipos
de bacterias, las Nitrosomonas y las Nitrobacter, las cuales realizan las siguientes reacciones:
NH 4+ +
3
Nitrosomon as
O2 
 → NO2− + 2 H + + H 2O
2
1
Nitrobacter
NO2− + O2 

→ NO3−
2
Cómo se distinguen dos tipo de reacción o tipos de familia, también se distinguen dos tipos de
metabolismo.
Figura 2.8. Esquema simplificado del metabolismo de las bacterias autótrofas amonio oxidantes.
43
Figura 2.9. Esquema simplificado del metabolismo de las bacterias autótrofas nitrito oxidantes.
En la Figura 2.8. se muestra el esquema simplificado del metabolismo de las bacterias amonio
oxidantes mientras que en la Figura 2.9. se muestra el esquema simplificado del metabolismo
de las bacterias nitrito oxidantes. Cómo ya se ha comentado antes ambos tipos de bacterias
heterótrofas funcionan de la misma manera, por tanto se va a realizar la explicación conjunta de
los esquemas. Las bacterias autótrofas así como las heterótrofas realizan dos procesos, el
catabolismo, a través del cual cogen el substrato (ya sea amonio o nitrito) y con la presencia de
oxígeno lo degradan para obtener la energía necesaria para poder general más biomasa autótrofa
mediante el catabolismo. Para ello se requiere de la presencia de dióxido de carbono y
nutrientes, esta biomasa, al ser organismos vivos llegado un momento mueren (lisis) generando
por una parte el Debris, y por otra materia orgánica participada biodegradable (MOLB), la cual
las bacterias heterótrofas hidrolizarán para obtener el substrato necesario para su metabolismo.
El proceso que realizan las Nitrobacter es mucho más rápido que el que realizan las
Nitrosomonas, de modo a efectos prácticos se puede considerar que el amonio pasa
directamente a nitrato gracias a las bacterias autótrofas. Esta simplificación es la que se
considera en el modelo ASTM2d de fangos activados.
Figura 2.10. Esquema simplificado del metabolismo de las bacterias autótrofas.
Por tanto para obtener el modelo de las bacterias autótrofas es necesario fijarse en la Figura
2.10., a partir de la cual se pueden extraer los siguientes componentes, materiales a conservar y
procesos:
- Componentes:
Solubles
SO2 (mg O/L) SNO3 (mg N/L)
SNH4 (mg N/L) SALK (mol HCO3-/L)
SPO4 (mg P/L)
44
Particulados
XS (mg DQO/L)
XAut (mg DQO/L)
XI (mg DQO/L)
XSST (mg SST/L)
- Materiales a conservar:
DQO (mg)
N (mg)
P (mg)
Carga (mol)
SST (mg)
- Procesos:
10: Crecimiento de XAut
11: Lisis de XAut
C.
P.
SO2
SNH4
SPO4
SNO3
SALK
XS
XAut
XI
XSST
r
10
A
−1
Y Aut
B
C
D
-
1
-
E
r10
11
-
F
G
-
H
I
-1
f XI
J
R11
mg
DQO
-1
0
0
−64
14
0
1
1
1
0*
mg N
0
1
0
1
0
i NXS
i NBM
i NXI
0*
mg P
0
0
1
0
0
i PXS
i PBM
i PXI
0*
0
1
14
−3
31
−1
14
-1
0
0
0
0
0
0
0
0
0
i SSXS
iSSBM
iSSXI
1
Mol
Carga
mg
SS
*Estos materiales a conservar si tienen sólidos, sin embargo como los SS es un componente ficticio. Si se conservase
se contaría el nitrógeno, el fósforo y la DQO por duplicado.
La matriz anterior es la correspondiente al modelo ASTM2d para las bacterias autótrofas, como
en el caso de las heterótrofas la matriz se debe completar de la misma manera. Para este caso los
parámetros biológicos son los siguientes:
0 < Y Aut =
0 < f XI =
Biomasa producida  g DQO 

 <1
Sustrado consumido  g DQO 
Debris producida
Biomasa muerta
 g DQO 

 ≤ 1
 g DQO 
La matriz de conservación es exactamente la misma para todo el modelo, de modo que sólo es
necesario añadir componentes que no se haya explicado en los grupos de bacterias anteriores, en
este caso las bacterias autótrofas.
45
Por último, como para las bacterias heterótrofas es necesario introducir la cinética de los dos
procesos considerados para las bacterias autótrofas.
r10 = µ Aut (T ) ⋅
SO2
S NH 4
S PO 4
S ALK
⋅
⋅
⋅
⋅ X Aut
S O 2 + k O 2 S NH 4 + k NH 4 S PO 4 + k PO 4 S ALK + k ALK
r11 = b Aut (T ) ⋅ X Aut
Como ocurre con las bacterias heterótrofas, las constantes de semisaturación son propias de
cada componente en cada proceso, de modo que no tendrán el mismo valor para los nueve
procesos estudiados.
2.5.3.2. Bacterias PAO’s
A continuación se pretende explicar el funcionamiento de las bacterias PAO (Polyphosphateaccumulating organisms). Las bacterias PAO son mucho más complejas que las bacterias
heterótrofas y las bacterias autótrofas. Son organismos capaces de almacenar fósforo en su
interior como un compuesto biopolimerico llamado polifosfato (PP). Sin embargo para ello
requieren de una materia orgánica especial, que son los ácidos grasos volátiles, en
representación de los mismos se habla de ácido acético pues es la gran mayoría.
Este tipo de organismos pueden crecer tanto en condiciones aerobias como anóxicas, oxidando
para ello sustancias internas llamadas poli-hiroxialcanoatos (PHA).
Figura 2.11. Esquema simplificado del metabolismo de las bacterias acumuladoras de fósforo (PAO).
En la Figura 2.11. se observa un esquema simplificado del metabolismo de las bacterias PAO.
En la parte derecha se observa un proceso que hacen en todas las condiciones pues como se
observa no requiere ningún aceptor de electrones. Sin embargo habitualmente este proceso se
realiza en condiciones anaerobias de forma forzada porque en condiciones aerobias existe un
tipo de bacterias heterótrofas conocidas como las bacterias GAO que utilizan el ácido acético
46
como sustrato y al crecer más rápido que las PAO no dejando materia orgánica para estas. Sin
embargo las bacterias GAO requieren de la presencia de oxígeno o nitratos y nitritos. En la parte
izquierda se observa un proceso que sólo puede llevarse a cabo en condiciones aerobia anoxicas
ya que requiere de un aceptor de electrones.
En condiciones anaerobias las bacterias PAO almacenan el ácido acético que cogen en forma de
un biopolímero al que se le denomina PHA. Sin embargo la energía necesaria para llevar a cabo
este proceso la obtienen de degradar otra sustancia polimérica formada por fósforo a la que se
denomina PP y de degradar otro biopolímero acumulado intracelular mente que es el glucógeno.
Al degradar el polifosfato el fósforo que estaba acumulado en el interior sale al exterior de la
bacteria en forma de fosfato, el polifosfato no está formado únicamente por fósforo de modo
que también salen al exterior iones magnesio e iones de potasio.
En condiciones aerobias gastan parte del PHA generado para adquirir la energía necesaria para
almacenar más polifosfatos a partir del fosfato exterior, magnesio y potasio. Otra parte se gasta
en reponer las reservas de glucógeno gastadas en la fase anterior y por último se gasta otra parte
para crecer, sin embargo esto solo ocurre en presencia de oxígeno.
Estas bacterias se utilizan para eliminar fósforo porque en condiciones aerobias o anóxicas
toman más fósforo del que soltaron en fases anteriores. La evolución de cada uno de los
parámetros que intervienen en las dos condiciones de trabajo se muestra en la Figura 2.12.
Figura 2.12. Evolución de los componentes tanto internos como externos en el metabolismo de las bacterias
PAO.
47
Con todo lo explicado anteriormente se deducen que de forma simplificada y sin tener en cuenta
el glucónego para no dificultar el modelo, se pueden deducir los siguientes componentes,
materiales a conservar y procesos:
- Componentes:
Solubles
SO2 (mg O/L) SPO4 (mg P/L)
SA (mg N/L)
SALK (mol HCO3-/L)
SNO3 (mg N/L)
Particulados
XS (mg DQO/L)
XPHA (mg DQO/L)
XPAO (mg DQO/L) XPP (mg P/L)
XI (mg DQO/L)
XSST (mg SST/L)
- Materiales a conservar:
DQO (mg)
N (mg)
P (mg)
Carga (mol)
SST (mg)
- Procesos:
12: Almacenamiento de PHA
13: Almacenamiento aerobio de PP
14: Almacenamiento anóxido de PP
15: Crecimiento aerobio de PAO
16: Crecimiento anóxico de PAO
17: Crecimiento anaerobio de PAO
18: Lisis PAO
19: Lisis PP
20: Lisis PHA
48
C.
P.
SO2
SPO4
SNO3
SNH4
SALK
SA
XS
XPAO
XI
XSST
XPHA
XPP
r
12
-
YPO 4
-
-
A
B
-
-
-
C
1
D
r12
13
E
F
-
-
G
-
-
-
-
H
−YPHA
1
r13
14
-
I
J
-
K
-
-
-
-
M
−YPHA
1
r14
15
L
Ñ
-
O
P
-
-
1
-
Q
−
1
YPAO
-
r15
16
-
R
S
T
U
-
-
1
-
V
−
1
Y PAO
-
r16
17
-
W
-
X
Y
-
-
1
-
Z
−
1
-
r17
18
-
AA
-
BB
CC
-
DD
-1
f XI
EE
-
-
r18
19
20
-
1
-
-
-
-
-
-
-
-
-1
-1
-
r19
r20
mg
DQO
-1
0
−64
14
0
0
1
1
1
0*
1
0
mg N
0
0
1
1
0
i NXS
i NBM
i NXI
0*
0
0
mg P
0
1
0
0
0
i PXS
i PBM
i PXI
0*
0
1
Mol
Carga
0
−3
31
−1
14
1
14
-1
0
0
0
0
0
0
mg
SS
0
0
0
0
0
iSSXS
i SSBM
i SSXI
1
iSSXPHA
iSSXPP
Y PAO
*Estos materiales a conservar si tienen sólidos, sin embargo como los SS es un componente ficticio. Si se conservase
se contaría el nitrógeno, el fósforo y la DQO por duplicado.
La matriz anterior es la correspondiente al modelo ASTM2d para las bacterias acumuladoras de
fósforo (PAO), como en los casos anteriores la matriz se debe completar de la misma manera.
Para este caso los parámetros biológicos son los siguientes:
0 < YPAO =
Biomasa producida  g DQO 

 <1
Sustrado consumido  g DQO 
0 < YPHA =
PHA consumida
PP almacenado
 g DQO 

 < 1
 g DQO 
0 < YPO 4 =
PO 4 producido
PHA Almacenado
 g DQO 

 < 1
 g DQO 
Debris producida
Biomasa muerta
 g DQO 

 ≤ 1
 g DQO 
0 < f XI =
La matriz de conservación es exactamente la misma para todo el modelo, de modo que sólo es
necesario añadir componentes que no se haya explicado en los grupos de bacterias anteriores, en
este caso las bacterias PAO, el PHA y el PP.
49
Por último, como para las bacterias anteriores es necesario introducir la cinética de los dos
procesos considerados.
X PP
X PAO
SA
S ALK
r12 = q PHA (T ) ⋅
⋅
⋅
⋅ X PAO
X
S A + k A S ALK + k ALK k + PP
PP
X PAO
X PHA
SO 2
S PO 4
X PAO
S ALK
r13 = q PP (T ) ⋅
⋅
⋅
⋅
⋅ I PP
⋅ X PAO
X PHA
PAO
S O 2 + k O 2 S PO 4 + k PO 4 S ALK + k ALK k
+
PHA
X PAO
X PHA
kO 2
S NO 3
S PO 4
S ALK
X PAO
r14 = qPP (T ) ⋅
⋅
⋅
⋅
⋅
⋅
X PHA
SO 2 + kO 2 S NO3 + k NO3 S PO 4 + k PO 4 S ALK + k ALK k
+
PHA
X PAO
⋅ I PP
PAO
⋅ X PAO ⋅η NO3
X PHA
SO 2
S NH 4
S PO 4
S ALK
X PAO
r15 = µ PAO (T ) ⋅
⋅
⋅
⋅
⋅
⋅
X
SO 2 + kO 2 S NH 4 + k NH 4 S PO 4 + k PO 4 S ALK + k ALK k
PHA
+
PHA
X PAO
⋅ X PAO
r16 = µ PAO (T ) ⋅
X PHA
⋅
k PHA +
kO 2
S NO 3
S NH 4
S PO 4
S ALK
⋅
⋅
⋅
⋅
⋅
SO 2 + kO 2 S NO 3 + k NO 3 S NH 4 + k NH 4 S PO 4 + k PO 4 S ALK + k ALK
X PAO
X PHA
r17 = µ PAO (T ) ⋅
⋅ X PAO ⋅ η NO 3
X PAO
kO 2
k NO 3
S NH 4
S PO 4
S ALK
⋅
⋅
⋅
⋅
⋅
SO 2 + kO 2 S NO 3 + k NO 3 S NH 4 + k NH 4 S PO 4 + k PO 4 S ALK + k ALK
X PHA
⋅
X PAO
⋅ X PAO ⋅ η NO 3
X PHA
k PHA +
X PAO
r18 = bPAO (T ) ⋅
r19 = bPP (T ) ⋅
S ALK
⋅ X PAO
S ALK + k ALK
S ALK
⋅ X PP
S ALK + k ALK
r20 = bPHA (T ) ⋅
S ALK
⋅ X PHA
S ALK + k ALK
50
Como en el caso de las bacterias heterótrofas, el factor η se utiliza para distinguir el hecho de
que no todas las bacterias heterótrofas son capaces de realizar ese proceso. También las
constantes de semisaturación son propias de cada componente en cada proceso, de modo que no
tendrán el mismo valor para los nueve procesos estudiados.
Se observa que en las cinéticas de acumulación de polifosfatos existe in término de inhibición
por unidad de bacteria, se añade pues cuanto más PP tienen en el interior menos almacenan
hasta llegar a un punto en el que no almacenan nada.
Por último destacar que en todos los procesos salvo las lisis, el término de PHA o PP está por
unidades de bacteria, esto es porque estos componentes son intracelulares. Además el factor del
fósforo incluido en la cinética de almacenamiento de PHA se introduce pues reduce el efecto de
inhibición del proceso por acumulación de XPHA cuando baja la concentración celular de
polifosfatos.
2.5.4. Digestión anaerobia
En el presente proyecto no se va a desarrollar la explicación del modelo de digestión anaerobia
que utiliza el DESASS, pues a la hora de simular no se trabaja con el digestor, ya que todas las
modificaciones que se pueden proponer deben de ser antes de este elemento.
A pesar de ello se va describir brevemente cada uno de los procesos que se llevan a cabo, los
cuales se muestran en la Figura 2.13.
Figura 2.13. Transformaciones de la materia orgánica compleja (valores en DQO) durante la digestión
anaerobia.
51
- Desintegración e hidrólisis: Son los procesos extracelulares, ya sean biológicos o no, que
producen la ruptura de compuestos orgánicos de alto peso molecular, para formar compuesto
más pequeños y solubles. Los productos suelen ser carbohidratos, proteínas y lípidos.
Después de desintegrarse la materia orgánica, se hidrolizan los carbohidratos, las proteínas y los
lípidos.
- Acidogénesis: Es el proceso comúnmente denominado fermentación. En este proceso las
bacterias acido génicas toman los materiales orgánicos de la etapa anterior y los transforman en
ácidos volátiles sin la intervención de aceptores o donantes electrónicos.
- Acetogénesis: En esta etapa las bacterias acetilénicas toman los ácidos grasos de cadena corta
anteriores y los transporta en ácido acético. Para llevar a cabo este proceso se requiere el uno de
aceptores de electones como pueden ser el dióxido de carbono o hidrogeniones.
- Metanogénesis: En esta etapa se incluyen todos los procesos que impliquen la formación de
metano. Esta producción puede ser utilizando acetato (metanogénesis aceticlástica) realizada
por unas bacterias a las que denominaremos MAC. O bien a parte de hidrógeno 8metanogénesis
hidrogenotrófica) realizado por otras bacterias diferentes llamadas MH2.
La digestión es un proceso que se duele llevar a cabo en calefacción, pues a elevadas
temperaturas mejor trabajan las bacterias anaerobias. Esto se puede observar en la Figura 2.14.
Figura 2.14. Efecto de la temperatura sobre la velocidad de crecimiento de los organismos metanogénicos.
52
Se observa que entre zona y zona no hay crecimiento, es decir que hay temperaturas para las
cuales las bacterias metanogénicas no crecen. De modo que es importante controlar la
temperatura del digestor anaerobio.
- Lisis: Hace referencia a todas las bacterias implicadas en el modelo de digestión.
- Inhibiciones: Para este modelo de digestión es necesario tener en cuenta tres inhibiciones, una
por pH en los procesos de acidogénesis y metanogénesis hidrogenotrófica, una inhibición por
pH e hidrógeno en los procesos de acetogénsis, y una inhibición por pH y amoníaco libre en la
metanogénesis aceticlástica.
- Procesos físico –químicos: además de todos los procesos biológicos explicados anteriormente,
en el modelo también se tienen en cuenta otro tipo de procesos entre los que se encuentran los
equilibrios de disociación y los equilibros gas-líquido (formación de biogás).
2.4.5. Modelo globalizado
Un modelo global es aquel modelo que es capaz de modelar una planta entera. En apartado
anteriores se ha explicado cómo modelar la parte de la línea de aguas y posteriormente se ha
comentado muy por encima el modelo de la línea de digestión, si se unen ambos modelos y se
añaden los modelos de precipitación química de minerales en la línea de fangos se dispone de
un modelo globalizado.
El modelo globalizado más habitual es el BNMR2, el cuál puede calcular el decantador primario
(incluyendo fermentación si se desea); el reactor de fangos activados capaz de eliminar materia
orgánica, nitrógeno y fósforo; decantador secundario; digestión anaerobia y aerobia y
espesadores o flotadores.
Si se utilizan modelos diferentes para cada unidad de tratamiento como se ha realizado la
explicación es necesario conectar los parámetros de los dos modelos, con un modelo conjunto
sólo es necesario incluir todos los parámetros y procesos de la EDAR desde un principio.
En el caso explicado, por ejemplo en el modelo de aguas no se considera una materia orgánica
soluble y biodegradable que funciona como sustrato para las bacterias heterótrofas, pues aparece
en la línea de fangos y en la de aguas tras recircular los sobrenadantes. Esta variable es un ácido
de cadena relativamente larga y soluble, que se llama ácido propionico. De modo que si se
trabaja con modelo globalizado para las bacterias heterótrofas hay que añadir los procesos de
crecimiento con ácido propionico, tanto aerobio como anóxico y por tanto cambiar no sólo la
matriz sino también las cinéticas.
El programa de simulación DESASS utiliza el modelo global BNMR1.
53
3. Materiales y Metodología
3.1. Materiales
Cómo ya se ha comentado anteriormente el presente proyecto de investigación no se realiza en
un laboratorio, pues se trata de un proyecto realizado por simulación, de modo que únicamente
hace falta el programa de simulación y un ordenador con licencia.
En ese caso se va a utilizar el programa de simulación denominado DESASS (DEsign and
Simulation of Activated Sludge Systems), que es un programa de simulación de estaciones
depuradoras de agua creado por el grupo de investigación CalAgua. El Programa de simulación
utilizado fue diseñado en el sistema operativo de Windows, se programó para que destacase por
su velocidad de cálculo, la presentación gráfica y el fácil manejo.
DESASS permite simular gran variedad de instalaciones y procesos para la depuración de las
aguas residuales, que incluyen desde modelos sencillos para eliminar un único contaminante
hasta los diseños complejos para eliminar nutrientes de forma tanto química como biológica.
Además permite simular no solo la depuración de las aguas en sí, sino también el tratamiento de
los fangos extraídos durante el proceso que tiene su propio tratamiento particular.
Debido a que uno de sus fines es educativo está diseñado para que se aprenda rápidamente a
manejarlo, aunque el proceso de cálculo llevado a cabo sea bastante complejo.
54
3.2. Medotodología
3.2.1. Uso del programa de simulación
En este apartado se pretende comentar superficialmente el programa de simulación utilizado,
explicando cómo funciona cada uno de los elementos necesarios para la simulación de la planta
estudiada y la información requerida para poder realizar las simulaciones.
Figura 3.1. Pantalla principal del programa de simulación DESASS.
En la Figura 3.1. se puede observa la pantalla principal del programa DESASS, dónde se
pueden diferenciar la parte superior en la que se encuentra una barra de herramientas con los
comandos principales del programa que son: crear un archivo de DESASS nuevo, abrir uno
existente, guardar el proyecto que se está realizando, inicial simulación, pausa, parar, verificar el
esquema de la planta introducido, introducir elementos, introducir líneas y por último ver el
nombre de los elementos.
En la parte inferior, que es prácticamente toda la ventana se observa la pantalla de diseño, en
ella se debe ir introduciendo los elementos y las líneas correspondientes. Además el programa
permite introducir esquemas ya estandarizados del ámbito de depuración de las aguas residuales
como por ejemplo tres tipos de elutriaciones diferentes del fango primario o esquema A2O entre
otros. Esta aplicación es muy útil a la hora de diseñar una planta nueva.
Los elementos de la instalación se pueden introducir mediante un método de introducción
rápido que dispone el programa de simulación en la barra de herramientas tal cual se ha
comentado anteriormente, se puede observa en las siguientes imágenes.
55
Figura 3.2. Menú principal para insertar elementos de depuración en el programa de simulación DESASS.
En la Figura 3.2. se observa el menú para introducir los elementos de la instalación, al
colocarse con el ratón sobre cada uno de los dibujos se indica que elemento es, y colocarlo es
tan sencillo como hacer click sobre el elemento en la barra de herramientas y después repetirlo
sobre la zona de trabajo del programa.
Figura 3.3. Manú principal para insertar líneas en el programa de simulación DESASS.
Por otro lado, en la Figura 3.3. se observan los tipos de línea que se pueden introducir, al
colocarse sobre cada línea se indica que línea es, pero a rasgos generales las líneas azules
corresponden a la línea de aguas, las rojas a la de fangos y las rosas y moradas a la de biogás.
Todos los tipos de línea pueden ser de entrada, de salida o intermedias. Cabe destacar que las
líneas de recirculación de fangos son verdes. Las líneas necesarias se introducen como los
elementos, haciendo click en la línea que se quiere y sobre el elemento o los elementos de la
instalación implicados.
Para eliminar los elementos o las líneas es tan sencillo como seleccionarlas haciendo click sobre
ellas y pulsar el botón suprimir.
Agua de entrada
El agua de entrad a la planta, o a cualquier elemento de la instalación es la flecha azul seguida
de dos líneas perpendiculares a la flecha pero paralelas entre sí (ver Figura 3.4). Este elemento,
por tanto, no se puede introducir solo, si no que requiere de uno de los elementos, ya sea un
decantador primario, como un reactor biológico e incluso un decantador secundario.
Figura 3.4. Línea de entrada de agua, junto con un elemento de entrada (decantador primario) en el programa
de simulación DESASS.
56
El agua de entrada es la corriente más importante para cualquier simulación, pues es lo que
determina prácticamente las condiciones y resultado de todos los elementos, es por eso que es
necesario introducir la caracterización del agua residual influente más precisa que se tenga tanto
para la simulación de depuradoras ya existentes como para el diseño de una nueva depuradora.
Para introducir las características del agua residual influente a la planta se hace doble click son
el botón izquierdo sobre la flecha, obteniéndose de esa manera una ventana como la que se
muestra en la Figura 3.5.
Figura 3.5. Ventana de características de la flecha de entrada de agua residual en el programa de simulación
DESASS.
Se observa que requiere de una gran cantidad de parámetros, sin embargo para facilitar el diseño
y la simulación de procesos a personas con menor experiencia dispone del botón de “Agua
Residual Doméstica”, al hacer click sobre los campos se rellenan con valores habituales del
agua residual urbana. Generalmente se utiliza esta agua modificando los parámetros necesarios
para adaptar el agua modelo de la simulación al agua residual.
Se puede observar que muchos parámetros no son medibles analíticamente como es la materia
orgánica soluble fermentable (Sf) o la materia orgánica suspendida e inerte (Xi) entre otras. Esto
es porque son parámetros que no se pueden medir directamente si no que se deben calcular a
partir de otros parámetros que si se pueden obtener de forma analítica. De modo que los
parámetros analíticos necesarios para la caracterización del agua residual son los que se
muestran en la Tabla 3.1.
57
Tabla 3.1. Características necesarias que se pueden analizar para la caracterización del agua resiual de
entrada en el programa de simulación DESASS.
Parámetro
DQOT
% Soluble DQOT
DBOl
% Soluble DBOl
SA
Unidades
mg DQO/L
Tanto por 1
mg DQO /L
Tanto por 1
mg DQO /L
Parámetro
SPro
SNH4
SNO3
NT
% Sol. NT
Unidades
mg DQO /L
mg N/L
mg N/L
mg N/L
Tanto por 1
Parámetro
SPO4
PT
% Sol. PT
SS
% SS volátiles
Unidades
mg P/L
mg P/L
Tanto por 1
mg SS/L
Tanto por 1
Con esos valores que se pueden obtener de forma analítica se pretenden calcular los parámetros
que se especifican en la entrada de agua residual, para ello se debe hacer uso de las siguientes
fórmulas:
S I = DQO sol − DBO l , sol = DQO T ⋅ % Sol − DBO l ,T ⋅ % Sol
(3.1)
S F = DQOsol − S A − S I − S PRO
(3.2)
X I = DQO susp − DBO l ,susp = DQO T ⋅ (1 − % Sol ) − DBO l ,T ⋅ (1 − % Sol )
(3.3)
X S = DQOsusp − X I
(3.4)
X SSNV = SS ⋅ (1 − % Sol )
(3.5)
X SSV = SS ⋅ % Sol
(3.6)
Si tras realizar estos cálculos se introducen los valores concretos en el modelo y se simula se
comprueba que en los resultados de la línea de entrada, que se muestran al hacer doble click con
el botón derecho, el nitrógeno total, el fósforo y los sólidos no coinciden, eso es debido a los
contenidos de nutrientes y de sólidos del agua de entrada, pues el programa tiene por defecto
unos típicos para el agua residual urbana que cuadra con el agua modelo que incluye pero no
con el resto de las aguas. Es por ello que es necesario calcular estos contenidos, para ello se
debe hacer uso de los balances de materia y una serie de condiciones que se especifican a
continuación:
- Nitrógeno:
N T ,sol = S NH 4 + S NO 3 + S F ⋅ i NSF + S I ⋅ i NSI
(3.7)
N T ,susp = N T + N T ,sol = X S ⋅ i NXS + X I ⋅ i NXI
(3.8)
Se observa en los balances de materia realizados al nitrógeno total del agua de entrada que se
obtienen dos ecuaciones y cuatro incógnitas por lo que se sabe que tiene infinitas soluciones.
Además de los balances es necesario tener en cuenta que debe haber mayor cantidad de
nitrógeno en la parte suspendida de la materia orgánica biodegradable que en la soluble, de
modo que como condición se establece:
Condicíón : iNXS ≥ iNSF
58
Por tanto cualquier resultado que se obtenga de los balances de materia y que cumpla la
condición es válido para el cálculo, sin embargo no se pueden hacer los cálculos sin criterio
ninguno, pues los valores de los contenidos deben ser coherentes y lógicos, para ello se
especifican a continuación dos posibles soluciones:
Solución 1:
3.8)
i NXI = 0,03 (
→ i NXS
3.7 )
i NSF = i NXS (
→ i NSI
Solución 2:
3. 8 )
i NXI = 0,03 (
→ i NXS 
 ¿ i NXS ≥ i NSF ?
3. 7 )
i NSI = 0,01 (
→ i NSF 
Los valores propuestos para los contenidos son los valores típicos que aparecen por defecto en
el programa de simulación DESASS. Estas soluciones son para favorecer los cálculos y tener
una idea del rango en el que se mueven estos valores para hacer los cambios con lógica.
- Fósforo:
PT ,sol = S PO 4 + S F ⋅ iPSF + S I ⋅ iPSI
(3.9)
PT ,susp = PT + PT ,sol = X S ⋅ iPXS + X I ⋅ iPXI
(3.10)
Se observa que como en el caso del nitrógeno se dispone de dos ecuaciones y cuatro incógnitas,
de modo que se debe proceder de la misma manera.
Condicíón : iPXS ≥ iPSF
Por tanto, como en el caso del nitrógeno, cualquier resultado que se obtenga de los balances de
materia y que cumpla la condición es válido para el cálculo. En este caso se proponen las
mismas dos soluciones que para el nitrógeno:
Solución 1:
3.10 )
iPXI = 0,01 (
→ iPXS
3.9 )
iPSF = i PXS (
→ iPSI
Solución 2:
3.10 )
i NXI = 0,01 (
→ i NXS 
 ¿ i NXS ≥ i NSF ?
3. 9 )

i NSI = 0 (
→ i NSF
59
También se han propuesto los valores típicos según el DESASS para realizar unos cálculos
previos de los contenidos.
- Sólidos suspendidos:
SST = X SSNV + X S ⋅ iSSTXS + S I ⋅ iSSTXI
(3.11)
En este caso se observa que tras realizar el balance de materia a los sólidos suspendidos, se
dispone de una ecuación y dos incógnitas, de modo que para resolverlo se debe fijar un valor y
calcular el otro pues en este caso no debe cumplirse ninguna condición. A continuación se
exponen dos posibles soluciones basándose en los resultados típicos del DESASS para estos
parámetros.
Solución 1:
3.11)
iSSTXS = 0,7 (
→ iSSTXI
Solución 2:
3.11)
iSSTXI = 0,7 (
→ iSSTXS
Con estos cálculos se hace un cálculo preliminar del agua residual urbana, en caso de diseño
puede llegar a ser el definitivo, sin embargo a la hora de simular una depuradora ya existente es
necesario que estos valores coincidan con la realidad para poder reproducir el comportamiento.
Una vez calculados los contenidos de nitrógeno, fósforo y sólidos suspendidos se debe
introducir estos valores en el modelo de la simulación, para ello se debe hacer click en el botón
de “constantes estequimétricas” que se muestra en la ventana del agua de entrada. Al hacer click
en el botón se obtiene una ventana como la que se muestra en la Figura 3.6.
Figura 3.6. Ventana de "constantes estequiométricas" del agua residual de entrada en el programa de
simulación DESASS.
60
Además de las cargas es necesario determinar también parámetros de las dotaciones y
temperatura, en la cual se debe especificar la temperatura de entrada caudales, pH… Esta
pestaña se muestra en la Figura 3.7.
Figura 3.7. Ventana de dotaciones y temperatura del agua residual de entrada en el programa de simulación
DESASS.
Se observa que cómo para las cargar se dispone de valores típicos por si acaso alguno es
desconocido en el agua residual de entrada. Se puede observar que además de las dos pestañas
comentadas se dispone también de sedimentabilidad y de precipitados, estas dos pestañas no se
van a comentar en el presente proyecto pues no se utilizan generalmente en la simulación de
procesos.
61
Decantador primario
El decantador primario necesita una flecha de entrada, otra de salida, que puede ir a parar a otro
elemento de la planta o no (según lo que se quiera simular) y una salida de fangos, tal y como se
observa en Figura 3.8.
Figura 3.8. Esquema completo de un decantador primario en el programa de simulación DESASS.
Se puede acceder a los parámetros del decantador primario al hacer doble click con el botón
izquierdo sobre el elemento previamente colocado en la zona de trabajo. Los parámetros
disponibles para el decantador secundario son los que se muestran en la siguiente captura de
pantalla.
Figura 3.9. Pestaña de generales de la ventana de diseño de un decantador primario en el programa de
simulación DESASS.
En la Figura 3.9. se observan la ventana de diseño del decantador primario, en la pestaña
generales se observan valores típicos de los parámetros de diseño que pueden ser modificados
siempre y cuando cumplan los criterios de diseño establecidos, así como el número de unidades
o la concentración de fangos producidos. También se puede especificar las extracción que se da
lugar en el decantador primerio e incluso introducir el esquema de elutriación del fango
primario para aumentar la eliminación biológica de fósforo en la planta.
62
Se observa que hay parámetros que son modificables y otros cuyo campo está en gris, eso
diferencia los parámetros que se pueden introducir o modificar según la planta de la que se
dispone de los parámetros que calcula el programa.
Figura 3.10. Pestaña de geometría de la ventana de diseño de un decantador primario en el programa de
simulación DESASS.
En la Figura 3.10. se observa la pestaña de geometría del diseño del decantador primario. Esta
pestaña es fundamental para la simulación de depuradoras ya existentes, pues permite
seleccionar el diseño con forma prefijada y poder introducir así las dimensiones reales del
decantador primario. Sin embargo, en cualquier caso se permite modificar el calado o la forma
del tanque.
Eliminación es una pestaña donde se indica tras los cálculos el porcentaje de sólidos que está
eliminando el decantador primario introducido, ya sea en fase diseño o uno real que se pretende
simular.
Figura 3.11. Pestaña de parámetros de la ventana de diseño de un decantador primario en el programa de
simulación DESASS.
63
En la Figura 3.11. se observa la pestaña de parámetros del diseño del decantador primario,
donde se permite introducir el número de capas que se hacen en el decantador para realizar los
cálculos de sedimentación, como por dónde se introduce el alimento. Además se permite
seleccionar si se quiere utilizar los datos del fango de entrada para calcular la sedimentación o
introducir un IVF analítico y estimar los parámetros de sedimentación con ese valor o incluso
determinarlos en un laboratorio e introducirlos a mano.
La pestaña de optimización, por su parte, son valores no modificables en el modo diseño que
corresponden con la altura máxima de los sólidos en metros y la concentración de ácidos que se
desea en mg/L.
Por último, la pestaña de control, también corresponde a valores que no se pueden modificar y
que permiten controlar el buen funcionamiento de la planta, según la simulación, pues en la vida
real también depende de la explotación de la misma. Los parámetros que se controlan son: la
altura de los sólidos en m, el pH de referencia, caudal máximo de la bomba de purga en m3/d, el
caudal máximo de la bomba de recirculación en m3/d y el tiempo de respuesta de la bomba. No
son parámetros que se miren habitualmente, pues si hay problemas o algún parámetro se sale
fuera de lo habitual el programa da aviso al usuario.
Reactor biológico
El reactor biológico es un elemento que se puede introducir como elemento principal, con la
entrada de agua (si se pretende hacer un esquema de oxidación total) o como elemento posterior
al decantador primario (ver Figura 3.12). El elemento reactor biológico simula un reactor de
tipo mezcla completa, de modo que si se busca simular un reactor de tipo pistón se debe acudir a
colocar varios reactores de mezcla completa en serie de longitudes muy pequeñas, normalmente
con unos 11 reactores es suficiente, pero se pueden añadir todos los que se quiera. También se
puede acudir a insertar el esquema predeterminado de DESASS para un reactor de flujo pistón,
que introduce 10 reactores en serie.
Figura 3.12. Esquema de un rector biológico dotado de las recirculaciones adecuadas para la eliminación de
nutrientes en el programa de simulación DESASS.
Se puede acceder a los parámetros de diseño de cada uno de los reactores haciendo doble click
con el botón derecho sobre el elemento del reactor biológico dando lugar a la siguiente ventana.
64
Figura 3.13. Pestaña de generales de la ventana de diseño de un módulo de reactor biológico en el programa de
simulación DESASS.
En la Figura 3.13. se observa la pestaña de parámetros generales del diseño de un reactor de
fangos activados, dónde se observa que se puede trabajar a una temperatura determinada dentro
del reactor o que está venga definida por la temperatura del agua de entrada, lo que permite
simular o diseñar reactores a diferente temperatura de la ambiente. También se observa que se
puede diseñar el reactor utilizando el parámetro de edad de fango que es lo que viene por
defecto o utilizando el parámetro de carga másica. Se puede distinguir los tipos de reactor, es
decir, si se trata de un reactor aerobio, anaerobio o anóxico, lo que permite diseñar procesos de
eliminación biológica de nutrientes además de determinar el tipo de reactor se puede establecer
la concentración de oxígeno que hay en cada reactor e incluso diseñar la aireación mediante la
introducción de soplantes (este apartado no se va a explicar en el presente proyecto pues no se
utiliza). Junto con el oxígeno se permite establecer las recirculaciones si las hubiera, el
programa detecta los reactores en los que se introduce una recirculación y permite cambiarlas.
Para poder simular EDARs ya existentes se puede trabajar con un volumen de reactor prefijado,
que viene definido por la geometría del mismo, tal y como se muestra en la pestaña de
geometría del reactor biológico (ver Figura 3.14).
65
Figura 3.14. Pestaña de geometría de la ventana de diseño de un módulo de reactor biológico en el programa
de simulación DESASS.
Además de todo lo comentado anteriormente en la pestaña de generales se puede mirar o
modificar la cinética de cada una de las bacterias que contempla el modelo microbiológico, y de
los procesos de precipitación como se observa en la Figura 3.15.
Figura 3.15. Ventana de "cinética" de la ventana de diseño de un reactor biológico en el programa de
simulación DESASS.
66
Estos parámetros deben ser conocidos a la hora de simular una planta, sin embargo el programa
da valores normales por si se está realizando la fase de diseño de la planta. En el caso estudiado,
estos valores son los que deberán ser modificados para hacer coincidir las salidas obtenidas en
cada uno de los elementos de la simulación con los valores reales analizados. Se pretende
cambiar el menor número de variables y ver cómo afecta cada una de ellas para poder saber que
parámetros cambiar y en cuanto.
Por último en la pantalla de generales también se permite facilitar el cálculo con opciones como
la de utilizar la solución anterior, o tener en cuenta variables como son la extracción de fangos
desde el reactor.
Todo lo explicado anteriormente es aplicable a todos los reactores de los que conste el modelo
que se esté simulando, sin embargo es necesario tener en cuenta que cada reactor puede ser
diferente a los demás.
Decantador secundario
El decantador secundario, a pesar de ser un decantador, no se parece al decantador primario
como se verá a continuación, pues aunque los dos están destinados a la eliminación de materia
suspendida, no es el mismo tipo de materia suspendida. Este elemento requiere de un agua de
entrada procedente de un reactor biológico, además dispone de la recirculación externa que va a
cabecera del reactor y de una salida de agua tratada y de fango secundario extraído. Estos
elementos se muestran en la Figura 3.16.
Figura 3.16. Esquema completo de un decantador secundario ejemplo en el programa de simulación DESASS.
Para acceder a los parámetros de diseño del decantador secundario se debe hacer doble click con
el botón izquierdo sobre él, como con los elementos anteriores. De esta manera se obtiene la
siguiente ventana.
67
Figura 3.17. Pestaña de generales de la ventana de diseño de un decantador secundario en el programa de
simulación DESASS.
En la Figura 3.17. se observa la ventana de diseño del decantador secundario, que como se
puede observar es similar a la del decantador primario, pues en primer lugar se dispone de
parámetros de diseño que se pueden ir modificando como se considere siempre y cuando estén
dentro de las recomendaciones de diseño que realiza el programa. También se puede seleccionar
el número de unidades que se quiere simular como en todos los elementos disponibles en el
DESASS.
Se da la opción de ejecutar la simulación con los parámetros de sedimentabilidad o
estableciendo la concentración de sólidos en las dos salidas del decantador. También dispone
del parámetro de extracción de fangos como en el caso del decantador primario.
Además de la pestaña de generales, dispone una pestaña de geometría y de parámetros, sin
embargo esas pantallas no se van a comentar pues son exactamente iguales que las del
decantador primario. Así como la pestaña de maquinaria que no se comento para el decantador
primario ni tampoco se comentará para el secundario, pues no es una opción que se utilice
habitualmente ni se utilizará en el presente trabajo.
Nudos
Este elemento es necesario ponerlo cuando hay una mezcla o división de caudales, es el mismo
elemento en todos los casos, sin embargo detecta la cantidad de flechas de entrada y salida que
posee y en base a esas flechas al hacer doble click con el derecho sobre el elemento sale una
ventana u otro. De modo que, por ejemplo, para la división de un caudal pide el porcentaje de
caudal que va por cada una de las líneas.
68
Espesador de fangos
El espesador ya es un elemento de la línea de fangos, de modo que es necesario tener en cuenta
que las líneas que entren o salgan serán de color rojo salvo la del sobrenadante producido
durante la separación de fases que será azul. El elemento y las entradas y salidas necesarias se
muestran en la Figura 3.18, dónde se ha supuesto un espesado de los fangos mixtos.
Figura 3.18. Esquema de un espesador de fangos mixtos ejemplo en el programa de simulación DESASS.
Para acceder a los parámetros de diseño del espesador se debe realizar el paso explicado
anteriormente para todos los elementos, es decir hacer doble click con el botón izquierdo del
ratón sobre el espesador, dando como resultado la siguiente ventana.
Figura 3.19. Pestaña de generales de la ventana de diseño de un espesador en el programa de simulación
DESASS.
69
En la Figura 3.19. se muestra la ventana de diseño del espesador de fangos, se observa que es
muy similar a la utilizada por los decantadores pues también es un elemento de separación de
fases por gravedad. En este caso también posee en primer lugar determinados parámetros de
diseño con los rangos recomendados en el diseño según el tipo de fango que entra al espesador,
dispone también dl número de unidades y del ratio de extracción que se produce.
Sin embargo se observa que posee una ventana de cinéticas a diferencia de los otros dos
decantadores, eso se debe a que se puede considerar reacciones biológicas en su interior, como
ocurrirá en el caso de estudio que se propone en el presente proyecto, en el cuál, como ya se ha
mencionado, se pretende elutriar el fango en el espesador de fango primario.
Al abrir la ventana de cinéticas se observa la misma ventana que en el reactor biológico, pues se
consideran los mismos parámetros cinéticos para toda la instalación, sin embargo, como ya se
ha comentado anteriormente, se pueden establecer diferentes parámetros para cada uno de los
elementos.
Las pestañas de geometría, parámetros y maquinaria son exactamente iguales que las de los dos
decantadores, de modo que no se van a comentar.
Fermentador
El fermentador es un elemento de la línea de fangos, de modo que debe poseer una salida y una
entrada de fangos, pues se trata únicamente de un elemento donde se almacena el fango
determinado tiempo produciéndose así reacciones de fermentación y degradación del mismo. En
el Figura 3.20. se puede observar el esquema ejemplo de una EDAR con el fermentador de
fango.
Figura 3.20. Esquema de un fermentador ejemplo de fangos en un sistema de depuración en el programa de
simulación DESASS.
En el esquema se ha introducido el fermentador tras el espesador de fangos mixtos, sin embargo
se puede introducir en cualquier momento de la línea de fangos.
Si se hace doble click con el botón izquierdo sobre el elemento del fermentador se obtiene la
ventana que se muestra en la Figura 3.21.
70
Figura 3.21. Pestaña de generales de la ventana de diseño de un fermentador en el programa de simulación
DESASS.
Se observa en la pestaña de generales, por tanto que sólo es una cámara dónde se almacenan los
fangos, de modo que se puede establecer una forma dada, o diseñarla con el tiempo de retención
del fango en su interior. Para su ejecución se puede utilizar el fango de entrada y dispone de la
maquinaria de agitación para evitar la sedimentación del fango así como de la cinética, pues
también se llevan a cabo procesos de degradación biológica, sin embargo esta ventana es como
la mostrada para el reactor biológico.
Se observa también que se pueden introducir los valores iniciales de entrada, obteniéndose una
ventana como la mostrada para el agua de entrada, y que se pueden introducir las constantes de
transporte de gases de forma manual, aunque el programa ya viene con unos valores por defecto
que son habituales.
La pestaña de geometría es simular a las anteriores, pero para la cámara de fermentación se
muestra en la Figura 3.22.
Figura 3.22. Pestaña de geometría de la ventana de diseño de un fermentador en el programa de simulación
DESASS.
71
Deshidratación mecánica
El elemento de deshidratación mecánica pretende simular las centrifugas o los espesadores
mecánicos, de modo que para simularlos requieren de una entrada de fangos, así como una
salida de biogás, de agua y de fango, procedentes de la separación. El esquema necesario se
muestra en la Figura 3.23.
Figura 3.23. Esquema de la deshidratación mecánica de fango utilizada por ejemplo como espesador mecánico
en el programa de simulación DESASS.
La deshidratación mecánica es fácil de diseñar pues al hacer doble click con el botón izquierdo
sobre el elemento se obtiene una ventana como la que se muestra a continuación.
Figura 3.24. Ventana de diseño de la deshidratación mecánica del programa de simulación DESASS.
En la Figura 3.24. se observa la ventana de diseño de la deshidratación mecánica del DESASS,
donde se puede observar que para el funcionamiento se establece el porcentaje de sólidos del
fango extraído y los sólidos en el agua sobrenadante. También se puede activar la precipitación
de fósforo, en este apartado se establece si se quiere eliminar el fósforo en forma de estruvita o
72
de otros precipitados que no contengan amonio y se establece el porcentaje de eliminación de
fósforo que se produce en el elemento.
Además pide la fracción no sedimentable del fango, aunque este parámetro sólo se necesita en
algunos puntos dónde se coloque el elemento y parámetros de transferencia de dióxido de
carbono y de tiempo de retención hidráulico del elemento.
Digestión anaerobia
El digestor anaerobio también es un elemento de la línea de fangos, de modo que tiene una
entrada de fangos, normalmente se trata del fango previamente concentrado pues es un digestor
anaerobio, una salida de los fangos digeridos, una salida para el biogás generado durante la
degradación. Este elemento suele ir acompañado de un depósito tampón que no es más que una
extensión del digestor, como se muestra en la Figura 3.25.
Figura 3.25. Esquema de un digestor anaerobio junto con el depósito tampón correspondiente en el programa
de simulación DESASS.
Para configurar el digestor se debe hacer click con el botón derecho sobre el elemento como con
todos los elementos anteriormente explicados. Al hacer este proceso se obtiene la ventana que
se muestra en la Figura 3.26.
73
Figura 3.26. Pestaña de generales de la ventana de diseño de un digestor anaerobio en el programa de
simulación DESASS.
Prácticamente funciona como un reactor biológico, con la diferencia de que se puede establecer
la temperatura de funcionamiento, así como la presión. Además, como en su interior se
producen gases, es necesario establecer las constantes de transporte de esos compuestos
gaseosos así como fijar el porcentaje de saturación del metano.
Al ser un elemento diseñado para que se lleven a cabo reacciones biológicas también se debe
incluir la cinética de las bacterias que se tiene en cuenta en los modelos microbiológicos. La
ventana de cinética es exactamente igual a la que poseen los reactores biológicos de fangos
activados.
La pestaña de geometría es igual que cualquier otra para cualquier elemento con la diferencia de
que un digestor es obligado que sea circular y no te dan opción a elegir. Además de las pestañas
anteriormente comentadas posee una pestaña para el cálculo de la energía calorífica del biogás
obtenido, no es una ventana que contenga parámetros que se puedan modificar si no que son
resultados de las simulaciones.
74
Opciones
Se ha considerado importante explicar las opciones de cálculo que posee el programa de
simulación DESASS.
Figura 3.27. Ventana de opciones generales del programa de simulación DESASS.
La Figura 3.27. se obtiene en el menú utilidades y en opciones, se trata de las opciones de la
simulación. Se permite cambiar el número máximo de iteraciones, el criterio de convergencia, el
tiempo máximo de simulación, así como los intervalos para guardar los datos. Se puede activar
y desactivar los avisos del DESASS y establecer que calcule las para las dos estaciones del año
contempladas por el programa de simulación.
También se puede observar algunas opciones de cálculo en el menú utilidades y en opciones de
cálculo, resultando el menú mostrado en Figura 3.28.
Figura 3.28. Opciones de cálculo del programa de simulación DESASS.
En opciones de cálculo hay muchas opciones, algunas para modificar el modo de cálculo, ya sea
en modo diseño o en modo simulación, calcular o no la sedimentación, la aireación y
precipitación. También hay opciones para mejorar o facilitar el cálculo como la de utilizar la
75
solución anterior para toda la planta y por último se destacan opciones de cálculo que se puede
incluir en el modelo, como es la nitrificación en dos etapas con el sistema ANAMMOX o
reducir la velocidad de muerte en condiciones anóxicas y aerobias de todas las bacterias, pues
por lo general este valor suele ser muy elevado para sobredimensionar las instalaciones.
3.2.3 Metodología
En este apartado se pretende explicar por tanto, los pasos y el orden que se debe realizar para
completar el presente proyecto.
Cómo se ha comentando, se trata de un proyecto de simulación realizado con el programa de
simulación DESASS, de modo que en primer lugar es necesario conocer la planta en detalle,
tanto su diseño como su explotación y analizar su funcionamiento de forma habitual para
comprobar la estabilidad de funcionamiento durante determinado periodo de explotación.
Una vez conocidos todos estos datos se debe implementar el esquema de la depuradora
estudiada en el programa de simulación, incluyendo todos los parámetros geométricos o de
explotación conocidos, como por ejemplo las dimensiones de todos los elementos de la planta,
los elementos y líneas en funcionamiento, las fracciones de extracción de fango en las
separaciones de fases por gravedad…
Una vez introducida la depuradora en el DESASS y antes de hacer ninguna simulación es
necesario caracterizar el agua residual influente, es decir, realizar unos cálculos previos tal y
como se ha explicado anteriormente en el agua de entrada. Se trata de unos cálculos previos
pues únicamente se puede conocer los valores analíticos y no los parámetros de composición,
que deben ser calculados, y como se ha visto pueden tener muchas soluciones, de modo que en
primer lugar se propone una posible solución y se comprueba como ajusta a los datos analíticos
del agua depurada y de funcionamiento como pueden ser los sólidos suspendidos en el reactor.
Por tanto se debe introducir la línea de aguas en primer lugar y adaptar el agua de entrada y los
parámetros microbiológicos del reactor al funcionamiento real de la planta. Una vez conseguida
la adaptación de la línea de aguas se debe ir añadiendo elemento a elemento de la línea de
fangos, colocando en los elementos de la línea de aguas la opción utilizar solución anterior, para
simplificar los cálculos y las iteraciones que realiza el programa de simulación. De esta manera
se va adaptando elemento a elemento de la línea de fangos.
Posteriormente se realiza la calibración del modelo. Para ello se cambian los parámetros que
vienen por defecto por otros poco a poco, hasta que la planta simulada funcione tal y como
funciona la planta real.
Una vez adaptados los elementos necesarios de la planta se puede proceder a hacer el primer
cambio en la depuradora para obtener altas concentraciones de fosfatos en el efluente del
espesador de fango primario y estudiar las condiciones óptimas para maximizar esta cantidad de
fósforo sin comprometer otros parámetros de operación necesarios para garantizar la buena
explotación.
76
Posteriormente se realiza la simulación instalando una centrífuga tras la cámara de mezcla para
ver si se obtiene mayor cantidad de fósforo tras este elemento. Sería interesante además calcular
el coste de cada una de las modificaciones, sin embargo es imposible debido a que no se puede
estimar el coste del polielectrolito necesario para la centrífuga en la segunda solución.
Por último, y tras calcular el porcentaje de fósforo recuperado en cada una de las simulaciones,
cómo se quiere precipitar en forma de estruvita se calcula las necesidades de otros metales y
nutrientes teniendo en cuenta que la fórmula química de la estruvita es NH4MgPO4.6H2O. A
continuación se va explicar cómo se debe calcular el fósforo recuperado y el porcentaje del.
- Fósforo recuperado:
Precuperado = Qefluente ⋅ [ PT ]efluente
(3.12)
- % de fósforo recuperado:
% Precuperado =
Qefluente ⋅ [ PT ]efluente
Qefluente ⋅ [ PT ]efluente + Qdigestión ⋅ [ PT ]digestión
77
(3.13)
4. Resultados
4.1. Análisis del funcionamiento temporal de la depuradora
Antes de proceder a la simulación de la EDAR es necesario estudiar a fondo no sólo su
estructura física, sino también la explotación que se le da y los parámetros de funcionamiento de
la misma. En este apartado se pretende conocer la estructura básica, pues ya se desarrollará en
detalle en el siguiente apartado, y los valores analíticos tanto a la entrada y salida de la planta
como en cada uno de los elementos de los que se compone. Se pretende analizar los valores
analíticos y de funcionamiento de un año por medio de valores medios mensuales, aunque
originalmente se dispone de valores diarios que se han ido analizando y eliminando los valores
anómalos.
La depuradora de estudio tiene en cabecera de planta y tras el pretratamiento, un decantador
primario, de ahí el agua pasa al reactor biológico de tipo pistón y luego al decantador
secundario. El fango primario generado va un espesador que funciona por gravedad, mientras
que el fango secundario va a un espesador dinámico, consiguiendo así sequedades más elevadas.
Ambos fangos una vez concentrados pasan a una cámara de mezcla y de ahí son tratados
conjuntamente mediante un digestor anaerobio, seguido de su correspondiente depósito tampón,
y una deshidratación del fango. El esquema básico anteriormente descrito se puede observar en
la Figura 4.1.
Figura 4.1. Esquema muy simplificado y básico de la EDAR de Calahorra.
78
Una vez ya se conocen los elementos de los que consta la depuradora estudiada se puede proceder a analizar los parámetros analíticos de funcionamiento
durante el año de estudio.
- Decantador primario: Las características del agua de entrada se observan en la Tabla 4.1. y las de salida en la Tabla 4.2.
Tabla 4.1. Calidad del agua de entrada al decantador primario de la EDAR.
Mes
Qmed
(m3/d)
Qpunta
(m3/d)
pH
Cond.
(µS/cm)
SS
(mg/L)
DQO
(mg/L)
DBO5
(mg/L)
NT
(mg/L)
NH4
(mg/L)
PT
(mg/L)
Jul-12
Ag-12
Sep-12
Oct-12
Nov-12
Dic-12
Ene-13
Feb-13
Mar-13
Abr-13
May-13
Jun-13
Jul - 13
Media
11249,26
10151,60
10050,69
10050,69
11036,42
11295,58
14383,59
16492,46
17160,70
16283,86
16283,86
17768,71
15308,67
13655,08
17994,00
13814,00
25123,00
30257,00
24961,00
12601,00
27106,00
30414,00
21861,00
27124,00
24146,00
32205,00
21536,00
23780,15
7,21
7,27
7,22
7,33
7,37
7,22
7,57
7,30
7,28
7,20
7,41
7,34
7,21
7,30
2002,00
1998,00
2025,00
2033,00
2115,00
2353,00
2130,00
1812,00
1812,00
1883,00
1523,00
1560,00
1867,00
1931,69
217,00
251,00
293,00
245,00
189,00
207,00
205,00
134,00
98,00
172,00
176,00
193,00
164,00
195,72
532,00
567,00
737,00
557,00
530,00
507,00
452,00
357,00
343,00
484,00
434,00
490,00
379,00
489,93
294,00
319,00
364,00
253,00
270,00
232,00
194,00
184,00
158,00
230,00
202,00
204,00
225,00
240,64
69,00
68,00
54,00
62,00
58,00
60,00
55,00
51,00
43,00
44,00
43,00
47,00
39,00
53,40
41,00
45,00
33,00
31,00
39,00
37,00
34,00
27,00
24,00
25,00
24,00
25,00
26,00
31,48
7,00
7,00
8,00
8,00
7,00
8,00
7,00
5,00
4,00
6,00
6,00
6,00
5,00
6,42
79
Tabla 4.2. Calidad del agua de salida del decantador primario de la EDAR.
Mes
Jul-12
Ag-12
Sep-12
Oct-12
Nov-12
Dic-12
Ene-13
Feb-13
Mar-13
Abr-13
May-13
Jun-13
Jul - 13
Media
pH
7,47
7,41
7,46
7,58
7,54
7,42
7,58
7,39
7,28
7,22
7,43
7,51
7,555
7,45
1997,00
1914,00
2002,00
1948,00
1972,00
2353,00
1917,00
1579,00
1657,00
1800,00
1482,00
1516,00
1876,00
1847,13
86,00
86,00
99,00
87,00
96,00
221,00
69,00
66,00
58,00
81,00
72,00
87,00
56,00
89,73
345,00
361,00
442,00
332,00
383,00
539,00
263,00
236,00
230,00
272,00
248,00
234,00
173,00
312,17
221,00
222,00
270,00
169,00
181,00
240,00
142,00
115,00
103,00
172,00
156,00
144,00
112,00
172,81
65,00
58,00
49,00
56,00
62,00
64,00
48,00
44,00
34,00
41,00
40,00
40,00
38,00
49,11
38,00
39,00
33,00
29,00
34,00
39,00
31,00
25,00
18,00
24,00
0,00
26,00
26,00
27,89
6,00
6,00
6,00
6,00
6,00
8,00
5,00
4,00
3,00
4,00
0,00
4,00
4,00
4,68
Cond.
(µS/cm)
SS
(mg/L)
DQO
(mg/L)
DBO5
(mg/L)
NT
(mg/L)
NH4
(mg/L)
PT
(mg/L)
En las tablas se puede observar que cómo era de esperar se elimina fundamentalmente sólidos suspendidos en el decantador primario, además de una pequeña
fracción de materia orgánica (en forma de DQO y DBO), nitrógeno y fósforo. Esto se debe a que esa fracción eliminada es suspendida, sin embargo no es toda
la fracción suspendida es eliminada en el decantador primario, sino que gran parte pasa al reactor biológico.
80
Para poder determinar la evolución de cada uno de los contaminantes en el tiempo y ver si es
estable durante el año de estudio, es necesario graficar los datos.
800
700
Concentración (mg/L)
600
500
DQO entrada
400
DBO5 entrada
300
DQO salida
200
DBO5 salida
100
0
abr-12
jul-12
oct-12 ene-13
Tiempo (mes)
may-13
ago-13
Gráfica 4.1. Evolución de la materia orgánica de entrada y salida del decantador primario en la EDAR
durante el año de estudio.
En la Gráfica 4.1. se observan los valores de DQO y DBO5 a la entrada y a la salida de
la EDAR. Se puede observar un pico de DQO en septiembre de 2012 y un pico a la
salida en diciembre de 2012, en el caso de la entrada se trata de un vertido de alta carga
que puede ser provocado por ser finales de verano mientras que en el caso de la salida
seguramente se trata de que hay mayor fracción soluble que los otros meses. La DBO5
se mantiene aproximadamente constante aunque sea superior en los primeros meses de
estudio.
300
Concentración (mg/L)
250
200
150
SS entrada
100
SS salida
50
0
abr-12
jul-12
oct-12
ene-13
may-13
ago-13
Tiempo (mes)
Gráfica 4.2. Evolución de los sólidos suspendidos de entrada y salida del decantador primario en la EDAR
durante el año de estudio.
81
En la Gráfica 4.2. se obtiene la evolución de los sólidos suspendidos en la entrada y salida del
decantador primario durante el año que se está analizando. Se observa que se elimina gran
cantidad de sólidos suspendidos en este elemento y que la salida es más o menos estable a
excepción de diciembre de 2014, donde hay datos anómalos pues son más elevados (todos los
días) que los correspondientes a la entrada, eso se debe a un mal funcionamiento del decantador
o a problemas de explotación. También se puede observar que los valores de sólidos
suspendidos de entrada no son estables teniendo un pico en octubre de 2012 y un mínimo en
marzo de 2012.
80
70
Concentración (mg/L)
60
50
NT entrada
40
NH4 entrada
30
NT salida
20
NH4 salida
10
0
abr-12
jul-12
oct-12
ene-13
may-13
ago-13
Tiempo (mes)
Gráfica 4.3. Evolución de las formas de nitrógeno a la entrada y salida del decantador primario en la EDAR
durante el año de estudio.
9
8
Concentración (mg/L)
7
6
5
4
PT entrada
3
PT salida
2
1
0
abr-12
jul-12
oct-12
ene-13
may-13
ago-13
Tiempo (mes)
Gráfica 4.4. Evolución del fósforo total a la entrada y salida del decantador primario en la EDAR durante el
año de estudio.
82
En la Gráfica 4.3. y la Gráfica 4.4. se dispone de la evolución de los nutrientes a la entrada y
salida del decantador primario. Se observa, como ya se ha comentado anteriormente, que apenas
varían los nutrientes entre la entrada y la salida. Cabe destacar que, tanto para el amonio como
para el fósforo que tienen aproximadamente la misma evolución, hay un valor que es cero en
mayo de 2013. Este valor es imposible, pues no puede llegar agua a la depuradora sin nada de
fósforo ni de nitrógeno, de modo que se considera un valor anómalo, ya sea porque se salía
fuera del límite de detección del método como que no se midió ese mes por problemas de falta
de equipo o material.
- Reactor biológico: Las características del fango de la depuradora estudiada se observa en la
Tabla 4.3.
Tabla 4.3. Calidad del fango del reactor biológico de la EDAR.
Jul -12
Ago -12
Sep -12
Oct - 12
Nov -12
Dic -12
Ene -13
Feb - 13
Mar - 13
Abr - 13
May - 13
Jun - 13
Jul -13
SS
(mg/L)
2548,00
1841,00
1880,00
2373,00
2415,00
2273,00
1993,00
1980,00
1854,00
1817,00
1889,00
1756,00
1820,00
SSV
(%)
77,00
79,00
80,00
80,00
80,00
79,00
82,00
82,00
82,00
82,00
81,00
80,00
81,00
Media
2033,72
80,46
Mes
636,00
367,00
382,00
489,00
561,00
448,00
565,00
781,00
643,00
522,00
447,00
393,00
410,00
Edad
fango (d)
29,00
24,00
27,00
26,00
23,00
20,00
20,00
21,00
19,00
20,00
20,00
22,00
26,00
Qrecirculación
(m3/d)
18265,00
18493,00
18278,00
17935,00
18365,00
17764,00
18116,00
16758,00
17032,00
18206,00
18140,00
18028,00
18039,00
511,21
22,94
17955,31
V30
En este caso no tiene demasiado sentido graficar estos datos, pues se trata de datos de
explotación y no se pueden justificar. De modo que el análisis de su estabilidad se hará en base
a los datos expuestos en la tabla.
Se observa que la concentración de sólidos suspendidos dentro del reactor tiene mucha
variabilidad siendo más elevada julio de 2012 y desde octubre hasta diciembre de 2012. Sin
embargo tras este periodo la concentración de sólidos suspendidos en el licor mezcla se
mantiene constante entrono a 1800 mg/L. Por lo que respecta al porcentaje de sólidos
suspendidos volátiles se mantiene constante entorno a 80%, lo que indica una buena calidad del
fango activado del reactor.
La V30 es un parámetro que da idea de la sedimentabilidad, es importante medirla para
determinar posibles problemas en el decantador secundario. En este caso se detecta un valor
83
anómalo por ser demasiado alto, es el correspondiente a febrero de 2013, de modo que es
presumible que este mes no sedimento correctamente el fango.
Por último, también se puede observar en tanto en la edad de fango como en el caudal de
recirculación que son dos parámetros que se mantienen estables. Al ser estable el tiempo de
retención celular se deduce que el funcionamiento de la planta es bastante estacionario.
- Tratamiento de fangos: Las características del fango en la línea de fangos de la EDAR se
muestran en la Tabla 4.4.
Tabla 4.4. Calidad del fango extraído de la EDAR.
Mes
Jul -12
Ago -12
Sep -12
Oct - 12
Nov -12
Dic -12
Ene -13
Feb - 13
Mar - 13
Abr - 13
May 13
Jun - 13
Jul -13
Media
A deshidratación
Qfango
SS
SSV
3
(m /d)
(mg/L)
(%)
368,00
3735,00
75,00
454,00
2487,00
78,00
425,00
2635,00
80,00
415,00
3358,00
79,00
466,00
3687,00
79,00
465,00
3864,00
79,00
488,00
3120,00
82,00
439,00
3131,00
82,00
445,00
3428,00
82,00
459,00
3068,00
82,00
MH
(kg/d)
27718,00
28232,00
29871,00
33705,00
29853,00
28703,00
29111,00
22488,00
26018,00
34527,00
Fango evacuado
MS
MO
(kg/d)
(%)
5352,00
61,00
5647,00
63,00
5790,00
63,00
6690,00
64,00
5830,00
63,00
5382,00
65,00
5366,00
69,00
4222,00
67,00
5105,00
65,00
6923,00
67,00
Seq.
(%)
19,00
20,00
19,00
20,00
20,00
19,00
18,00
19,00
20,00
20,00
449,00
3095,00
80,00
31918,00
6554,00
67,00
21,00
445,00
398,00
2886,00
2746,00
79,00
81,00
26796,00
27049,00
5644,00
5447,00
65,00
65,00
21,00
20,00
439,66
3172,35
79,98
28922,26
5688,73
64,84
19,65
En la tabla se observa que todos los parámetros se mantienen más o menos constantes, sin
apenas variaciones. Lo que indica que el funcionamiento de la línea de fangos es estable con el
tiempo, pues no es necesario realizar cambios y todas las medidas de control realizadas son
constantes.
84
- Efluente de la Planta: Las características del agua que sale de la planta ya tratada tres el reactor biológico se muestran en la Tabla 4.5.
Tabla 4.5. Calidad del agua de entrada al decantador primario de la EDAR.
Mes
Jul-12
Ag-12
Sep-12 Oct-12 Nov-12 Dic-12 Ene-13 Feb-13 Mar-13 Abr-13 May-13 Jun-13 Jul - 13
7,58
7,60
7,66
7,61
7,57
7,46
7,39
7,26
7,29
7,29
7,49
7,50
7,72
pH
Cond.
1711,00 1708,00 1744,00 1613,00 1685,00 2068,00 1778,00 1356,00 1499,00 1569,00 1300,00 1350,00 1682,00
(µS/cm)
SS
6,00
6,00
6,00
5,00
5,00
7,00
6,00
6,00
4,00
5,00
5,00
6,00
6,00
(mg/L)
DQO
26,00
25,00
28,00
29,00
30,00
27,00
30,00
27,00
21,00
22,00
23,00
21,00
19,00
(mg/L)
DBO5
10,00
7,00
12,00
10,00
8,00
8,00
8,00
7,00
6,00
6,00
6,00
6,00
5,00
(mg/L)
NT
8,00
8,00
7,00
7,00
8,00
9,00
11,00
11,00
8,00
8,00
9,00
8,00
7,00
(mg/L)
NH4
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
1,00
0,00
1,00
1,00
2,00
1,00
0,00
(mg/L)
PT
1,00
2,00
2,00
1,00
1,00
2,00
2,00
2,00
1,00
1,00
1,00
2,00
2,00
(mg/L)
Media
7,49
1620,29
5,58
25,07
7,49
8,39
0,95
1,55
En este caso, y como ocurría con el agua influente, es conveniente graficar los valores para detectar las incidencias, en caso de que las haya, y poder estudiar
la evolución de la Estación Depuradora de Aguas. Como para el agua influente sólo se va a graficar los parámetros referentes a los sólidos suspendidos, la
materia orgánica (tanto la DQO como la DBO5) y los nutrientes, ya sean los dos componentes del nitrógeno que se han medido o el fósforo total.
85
35
Concentración (mg/L)
30
25
20
DQO salida
15
DBO5 salida
10
SS salida
5
0
abr-12
jul-12
oct-12
ene-13
may-13
ago-13
Tiempo (mes)
Gráfica 4.5. Evolución de la DQO, DBO5 y sólidos suspendidos a la salida de la EDAR estudiada.
En la Gráfica 4.5. se observa la evolución de los parámetros que miden los sólidos suspendidos
y la materia orgánica tras el tratamiento total del agua residual urbana. Se observa que la DQO a
la salida no es estable con el tiempo, es decir, que en los primeros meses estudiados es unos 8
mg/L que los últimos meses. Esta evolución se veía aunque menos acusada en la entrada de
DQO a la planta, es decir que no elimina más no porque no esté depurado correctamente sino
porque la planta no da para más, aun así la depuración conseguida es de alta calidad ya que el
máximo legal de la DQO es de 125 mg/L.
En lo que respecta a la DBO5 se observa que es muy baja y prácticamente constante durante la
segunda mitad de año, pues la primera mitad de año tiene más variaciones aunque se trata sólo
de 5 mg/L en computo global. En todos los casos está muy por debajo del límite legal
establecido de modo que se considera que la depuración es de calidad como en el caso anterior,
ya que el límite legal es de 25 mg/L.
Por último se observan los sólidos suspendidos que se escapan con la salida. Se comprueba que
la evolución de este parámetro a lo largo del año de estudio es muy estable, es decir que apenas
tiene variaciones y siempre ronda los 5 mg/L. Este valor está muy por debajo del límite legar
que es de 35 mg/L, lo que es habitual en las depuradoras que funcionan correctamente.
86
12
Concentración (mg/L)
10
8
NT salida
6
NH4 salida
4
PT salida
2
0
abr-12
jul-12
oct-12
ene-13
may-13
ago-13
Tiempo (mes)
Gráfica 4.6. Evolución del nitrógeno total, el amonio y el fósforo total a la salida de la EDAR estudiada.
En la Gráfica 4.6. se observa la evolución del nitrógeno total a la salida de la EDAR. Se puede
comprobar cómo hay un pico en diciembre de 2012 y enero de 2013, sin embargo esto no se
debe a que entrase mayor cantidad de nitrógeno a la planta esos meses, sino que será porque
bajaría el rendimiento de eliminación de nitrógeno, a pesar de los picos todos los valores se
encuentran muy por debajo del límite legal que para zonas normales es de 30 mg/L.
También se puede observar el amonio a la salida de la plana, el cuál es aproximadamente
constante en todo el periodo estudiado rondando el miligramo por litro. Este valor es habitual en
plantas con reactores aerobios pues el amonio pasa a ser nitrato y nitrito.
Por último también se puede observar el fósforo total a la salida, se comprueba que posee un
valor muy bajo pues también están en torno a 1 mg/L. Este valor tan bajo se debe a que la planta
está dotada de eliminación biológica de fósforo como ya se ha comentado, y es por ello que se
busca recuperar para el fósforo que contiene el fango activo debido a la presencia de las
bacterias PAO.
87
4.2. Creación del modelo de simulación
4.2.1. Descripción física de la instalación e introducción en DESASS
En este apartado se pretende incluir los detalles constructivos, de explotación o descriptivos de
cada uno de los elementos de la instalación a simular. Incluyendo cuando sea necesario una
breve explicación que incluya cómo trasformar un elemento o incluir uno en el programa de
simulación DESASS. Se va a desarrollar elemento a elemento por orden de flujo de las dos
corrientes.
Línea de aguas
- Decantador primario:
Tipo: Circular
Unidades: 2
Diseño: Con forma prefijada
Geometría: Calado: 3 m
Altura: 3,5 m
Diámetro: 24 m
Qextracción de fangos/Qentrada = 0,0980
- Reactor biológico:
Tipo: Pistón
Unidades : 2
Diseño: A2O (eliminar biológicamente materia orgánica, nitrógeno y fósforo)
Volumen total de reactores: 15255 m3
Geometría: Zona preanóxica: nº cámaras: 1
Lámina agua: 5 m
Longitud: 7 m
3,7 %
Anchura: 8,13 m
Zona anaerobia: nº cámaras: 2
Lámina agua: 5 m
Longitud: 7 m
3,7 % cada cámara
Anchura: 8,13 m
Zona anóxica: nº cámaras: 2
Lámina agua: 5 m
Longitud: 9,30 m
7,5 % cada cámara
Ancho: 12,35 m
Zona aerobia: nº cámaras: 3
Lámina agua: 5 m
Longitud: 15 m
Ancho: 25 m
88
24,6 % cada cámara
Recirculación interna: 1,36
Edad de fango: 23 días
Observaciones: para la edad de fango se ha utilizado los datos históricos pues es un
parámetro que no puede calcularse con un día o dos de análisis, principalmente porque
el sistema tiene memoria y también porque depende del caudal de extracción de fangos
y su concentración que no son iguales todos los días.
- Decantador secundario:
Tipo: Circular
Unidades: 2
Diseño: Con forma prefijada
Geometría: Calado: 4,2 m
Altura: 4,7 m
Diámetro: 31 m
Qextracción de fangos/Qentrada = 0,61
IVF: 250
Fns: 0,0005
Observaciones: El índice volumétrico de fangos (IVF) se cambia y se coloca el de los
datos históricos pues es más realista para poder simular mejor la sedimentación que
utilizar el valor de defecto del DESASS. El valor de la fracción no sedimentable del
fango secundario (fns) se obtiene de ajustarlo manualmente para que los parámetros de
la sedimentación en la simulación coincidan al máximo posible con los valores reales de
funcionamiento.
Línea de fangos
- Espesador de fango primario:
Tipo: Circular
Unidades: 1
Diseño: Con forma prefijada
Geometría: Calado: 3,5 m
Altura: 4 m
Diámetro: 11 m
Qextracción de fangos/Qentrada = 0,36
Fns: 0,05
Observaciones: El valor de la fracción no sedimentable del fango primario (fns) se
obtiene de ajustarlo manualmente para que los parámetros de la sedimentación en la
simulación coincidan al máximo posible con los valores reales de funcionamiento.
-Espesador de fango secundario:
Tipo: Dinámico
Unidades: 2
% SS en el fango: 7,1
89
SS en el efluente: 1 mg/L
Observaciones: En el programa de simulación DESASS no existe un elemento que sea
un espesador dinámico, sin embargo funciona prácticamente igual que una centrífuga
por lo que puede simularse como un elemento de deshidratación. De modo que el
número de unidades es irrelevante y se simulan únicamente escogiendo la concentración
de sólidos que se busca en cada una de las corrientes como se ha explicado en el
apartado de materiales y métodos del presente proyecto.
- Cámara de mezcla:
Tipo: Rectangular
Unidades: 1
Diseño: Con forma prefijada
Volumen: 65 m3
Geometría: Calado: 2,6 m
Resguardo: 0,5 m
Longitud: 5 m
Ancho: 5 m
Observaciones: Normalmente las cámaras de mezcla se tratan como un punto de
mezcla, que en el DESASS sería sustituido por un nudo, sin embargo durante el análisis
de los datos analíticos se ha comprobado que el tiempo de residencia hidráulico en la
cámara es de entorno a un día, de modo que debe simularse como un fermentador, ya
que está trabajando como tal.
- Resto de elementos: No se van a simular el resto de elementos, ya que no son necesarios para
realizar las simulaciones necesarias para recuperar el fósforo puesto que se va a analizar el
sistema aguas arriba de la digestión anaerobia y únicamente haría que el programa fuera más
lento.
Opciones
- Activa la opción de nitrificación en dos etapas.
- Reducir la velocidad de muerte de las bacterias en un 80 %.
4.2.2. Características del agua residual en cada punto de toma de
muestras
Para poder adaptar la depuradora a la simulación realizada es necesario conocer las
características, lo más completas posibles del agua y del fango en cada punto de la instalación.
Es necesario destacar además que no sirven valores medios mensuales sino que en la mayoría de
los casos hace falta valores concretos y diarios de entrada y salida para reproducir el sistema
real, porque si no es imposible reproducir unos datos que se ven muy afectados por la
variabilidad del proceso.
90
DEC. 1ia
0
1
PRE ANÓX.
En la Figura 4.2. se muestra un esquema simplificado de la EDAR estudiada donde se indican
los puntos de muestreo establecidos para la caracterización que se realiza para poder simular la
depuradora.
2
DEC. 2ia
3
6
5
A CABEZA
DE PLANTA
4
9
A CABEZA
DE PLANTA
10
ESPESADO
RO TATIVO
ESPESADO POR
GARVEDAD
8
7
MEZCLADO
11
13
A CABEZA
DE PLANTA
14
15
12
DIGESTIÓN
ANAEROBIA
DEP. TAMPÓ N
DESHI DRATACIÓN
Figura 4.2. Situación de los puntos de muestreo para realizar una analítica completa y detallada de la
depuradora.
En la Tabla 4.6. y en la Tabla 4.7. se observan los valores analíticos realizados a cada una de
las conexiones entre elementos de la EDAR. Se ha realizado de esta manera para que se tenga
una caracterización antes y después de cada elemento facilitando el ajuste o incluso
comprobando cómo se ajusta a unos valores y a otros no, siendo imposible ajustarlos los dos y
por tanto priorizando unos ajustes a otros.
Se observa que no se dispone de datos para todos los parámetros en todos los puntos, si no que
hay parámetros que no se midieron en determinados puntos ya sea porque fue imposible o bien
porque no tienen interés práctico. Se puede observar también que el punto 13 no aparece en
ninguna de las tablas, es debido a que es el punto de muestreo correspondiente al biogás y no se
a realizado un análisis del mismo.
También se observa que no hay ningún valor, eso es debido a que el día que se realizaron las
analíticas hubo problemas en el laboratorio y cuando salieron os resultados 20 días después no
eran coherentes con los demás pues resultaba más DBO límite que DQO total. De modo que se
descartaron los valores pero ya no fue factible repetir el análisis tras 20 días, el agua y
funcionamiento de la depura varía mucho en ese tiempo.
91
Tabla 4.6. Caractrización de cada un de los flujos de corriente de la EDAR de Calahorra (1).
Punto
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
14
15
SST
(mg/L)
252,0
130,0
2437,0
2760,0
9,0
20563,5
6084,0
40967,5
47113,5
25465,5
24741,0
678,0
SSV
(mg/L)
204,0
81,5
1965,0
2192,0
10,0
13997,0
4377
35058
40864,0
16586,0
15424,0
260,0
% SSV
(%)
80,80
63,05
80,00
79,40
90,09
80,1
81,2
82,50
65,90
64,70
53,80
DQOT
(mg/L)
609,0
346,0
3265,0
42,15
22100,0
5740,0
61640,0
58400,0
1760,0
550,0
60920,0
26620,0
23860,0
-
DQOSol
(mg/L)
283,5
177,0
29,0
15,9
930,0
55,0
3915,0
948,0
7850,0
2042,0
1838,0
-
DBO
(mg/L)
-
AGV
(mg/L)
56,45
38,27
0,41
340,31
1875,81
1649,72
665,06
538,33
-
PO4
(mg/L)
3,27
3,27
5,47
0,86
0,04
25,09
0,53
63,55
37,76
1,16
243,29
80,26
69,48
47,38
PT
(mg/L)
6,05
5,28
73,50
74,54
0,32
127,17
130,42
256,61
190,42
43,37
9,62
532,78
471,46
84,54
PTsol
(mg/L)
3,26
4,83
0,36
18,55
0,12
113,83
35,55
9,62
66,40
56,90
43,60
NH4
(mg/L)
28,20
39,16
17,01
0,24
0,17
61,84
0,99
136,12
119,99
6,23
183,23
1218,78
1212,85
1159,38
NO2
(mg/L)
0,02
0,04
0,01
0,05
-
NO3
(mg/L)
6,49
0,41
9,66
6,05
-
NT
(mg/L)
47,70
51,00
213,00
9,00
283,00
119,00
-
NTsol
(mg/L)
36,70
45,00
7,50
90,00
7,00
-
Se observa que no se dispone de datos para todos los parámetros en todos los puntos, si no que hay parámetros que no se midieron en determinados puntos ya
sea porque fue imposible o bien porque no tienen interés práctico. Se puede observar también que el punto 13 no aparece en ninguna de las tablas, es debido a
que es el punto de muestreo correspondiente al biogás y no se a realizado un análisis del mismo.
También se observa que no hay ningún valor, eso es debido a que el día que se realizaron las analíticas hubo problemas en el laboratorio y cuando salieron os
resultados 20 días después no eran coherentes con los demás pues resultaba más DBO límite que DQO total. De modo que se descartaron los valores pero ya
no fue factible repetir el análisis tras 20 días, el agua y funcionamiento de la depura varía mucho en ese tiempo.
92
Tabla 4.7. Caractrización de cada un de los flujos de corriente de la EDAR de Calahorra (2).
CaT
Casol
MgT
Mgsol
KT
Ksol
FeT
Fesol
SO4
S2Q
pH
T
Cond. A 20ºC
Punto
(mg/L)
(mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (m3/d) (ud.) (ºC)
(µS/cm)
0
211,10
141,84
27,5
25,78
46,10
27,03
285,91
12498,0 7,57
1841
1
223,6 134,5335
29,8
25,08
40,70
26,75
211,43
12374,4 7,35
1607
2
3
271,55
38,80
101,35
273,42
7,37
1554
4
200,60
141,37
30,30
25,26
25,40
22,53
251,95
11858
5
1337,20 169,55
63,90
31,46 158,80 45,43
292,15
123,6
7,45
6
300,40
145,19
53,10
25,34 171,30 24,11
444,8
2130
7
1964,40 338,30
93,50
54,55 290,80 85,46
61,2
5,83
2006
8
9
284,10
163,82
16,20
32,98 118,26 61,14
10
141,97
139,31
25,16
25,28
34,92
29,40
11
1755,20 282,65
181,00 71,02 735,50 209,57
92,4
4,0
92,8
6,03
2009
12
1190,40
73,12
107,70 16,27 507,70 335,61 240,1
9,9
92,8
7,78
10360
14
1640,20
71,17
133,90 16,30 516,10 338,93 240,3
8,3
132,2
7,68
11060
15
57,70
77,02
46,80
15,68 365,70 293,17
3,3
0,6
Se observa que hay puntos donde no se ha realizado ningún análisis, aparte del 13 que es el del biogás. Por ejemplo no se han realizado análisis en el centro
del reactor biológico ni en los fangos secundarios espesados. En el casi del reactor es porque no tienen ninguna relevancia estos parámetros en esa parte.
Algunos parámetros, como es el hierro o el sulfato únicamente se han analizado en determinadas zonas de la planta, en el primera casi únicamente en la línea
de fangos, para predecir la precipitación. Y en el segundo caso en el caso de la línea de aguas pues sí que es un parámetro importante para detectar presencia
de bacterias sulfato reductoras y evitar problemas de ácido sulfhídrico.
93
4.2.3. Modificaciones realizadas sobre los parámetros de defecto
Se introduce la depuradora descrita en este apartado en el programa de simulación para poder
simularla, sin embargo es necesario destacar que para facilitar los cálculos al programa y
disminuir el tiempo de simulación se ha introducido en primer lugar la línea de aguas
únicamente, es decir, decantador primario, reactor biológico y decantador secundario.
Cómo se ha comentado es necesario realizar una caracterización previa del agua residual antes
de hacer ninguna simulación, para ello se hace uso de los datos analíticos.
También se debe tener en cuenta que hay valores no conocidos como por ejemplo la DBO límite
que se calcula con los porcentajes que posee respecto a la DQO en los datos históricos que es de
un 0,9089. De esta manera las características básicas del agua residual influente quedan como se
muestran en la Tabla 4.8.
Tabla 4.8. Características básicas del agua de entrada influente para realizar la primera caracterización
previa.
Parámetro
Valor Unidades
DQOT
609,00
mg/L
%sol
DBOl
%sol
Sa
Spro
Snh4
Sno3
46,55
553,54
44,85
56,45
0,00
28,20
6,49
%
mg/L
%
mg/L
mg/L
mgN/L
mgN/L
NT
47,70
mgN/L
%sol
Spo4
PT
%sol
SS
%Vol
Temperatura
76,94
3,27
6,05
75,00
252,00
80,80
15,5
%
mgP/L
mgP/L
%
mg/L
%
ºC
Con estos valores se realizan unos cálculos básicos que permitirán posteriormente calcular los
componentes de la materia orgánica que requiere el programa de simulación y los contenidos
tanto de los nutrientes como de los sólidos. Al realizar todos los cálculos explicados en el
apartado de materiales y metodología se obtiene la caracterización del agua residual que se
muestra en la Tabla 4.9.
94
Tabla 4.9. Caracterización del agua residual urbana que llega a la EDAR.
Componentes MO
Si
Sf
Xi
Xs
Xnv
Xv
35,246
191,804
20,2127
305,287
48,384
203,616
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
Nitrógeno
ipxi 0,030000
ipxs 0,034045
ipsi 0,008642
ipsf 0,010000
Fósforo
ipxi
ipxs
ipsi
ipsf
0,010000
0,004253
0,013022
0,004253
Sólidos
isstxi 0,700000
isstxs 0,620619
De forma preliminar se realiza una primera simulación con los valores anteriormente
calculados para ver si se ajusta la depuradora al comportamiento esperado o no se ajusta
y en qué se diferencia para saber que parámetros se deben modificar.
En la Tabla 4.10. se muestran los resultados obtenidos de la primera simulación y los analíticos
incluyendo el error en base al real.
Tabla 4.10. Datos salida de la primera simulación de la línea de aguas.
Valor
Valor Simulado
% Error
Real
Caudal fango primario
m3/d
123,60
1224,80
890,94
3
Sólidos suspendidos F1
m /d
20563,50
1875,01
90,88
Nitrógeno total F1
mg N/L
283,00
118,47
58,14
DQO F1
mg DQO/L 22100,00
2704,87
87,76
Fósforo total F1
mg P/L
127,17
15,79
87,58
3
Caudal fango secundario
m /d
444,80
361,50
18,73
3
Sólidos suspendidos F2
m /d
5813,00
2276,30
60,84
Nitrógeno total F2
mg N/L
119,00
139,79
17,47
DQO F2
mg DQO/L 5740,00
2593,84
54,81
Fósforo total F2
mg P/L
130,42
69,07
47,04
3
Caudal efluente
m /d
11858,00
10911,70
7,98
Sólidos suspendidos efluente mg SS/L
9,00
9,58
6,44
DQOsol efluente
mg DQO/L
20,30
35,67
75,71
Nitrógeno total efluente
mg N/L
9,00
7,18
20,22
Amonio efluente
mg N/L
0,17
0,02
88,24
Fósforo total efluente
mg P/L
0,32
2,86
793,75
SS reactor
mg SS/L
2437,0
1390,38
42,95
Parámetro
Unidades
Se observa que ningún parámetro coincide, por tanto es necesario ajustar la caracterización del
agua residual. Todos los contenidos determinarán los nutrientes y los sólidos, se trata de ir
variando hasta conseguir que se adapten. Lo más lógico es empezar por ajustar los sólidos, para
ello se prueba a simular con diferentes composiciones de sólidos para intentar aumentar los
sólidos suspendidos en el reactor. Una vez ajustados los sólidos deberían ajustarse también los
95
fangos y por tanto sólo quedarían los nutrientes, es necesario mejorar la eliminacíon de P y
empeorar un poco la de N para cuadrar los resultados.
Se ha explicado un poco más o menos como se debe proceder para el ajuste, con esas
indicaciones y teniendo en cuenta la definición de todos los parámetros que interviene se logra
ajustar la línea de aguas. Una vez ajustada se debe ir otros parámetros como son los metales y la
alcalinidad para que la simulación sea lo más rigurosa posible.
No tiene sentido exponer cada una de las iteraciones intermedias realizadas en este proceso de
modo que se va a proceder a comentar directamente la solución final alcanzada. En la Tabla
4.11. se muestran las características tenidas en cuenta para la caracterización definitiva del agua
residual influente.
Tabla 4.11. Características básicas del agua de entrada influente para realizar la primera caracterización
previa.
Parámetro Valor Unidades
DQOT
634,34
mg/L
%sol
DBOl
%sol
Sa
Spro
Snh4
Sno3
49,91
514,00
241,00
54,90
0,00
42,55
6,13
%
mg/L
%
mg/L
mg/L
mgN/L
mgN/L
NT
61,70
mgN/L
%sol
Spo4
PT
%sol
SS
%Vol
pH
82,70
3,90
7,40
57,30
249,20
80,10
7,57
%
mgP/L
mgP/L
%
mg/L
%
Ud.
mg
Acalinidad 200,00
CaCO3/L
Se observa que no se trata de los valores que se muestran anteriormente, ni coinciden con los
que se indican en los valores analíticos. Esto es debido a que para obtener ajustes más realistas
se deben introducir características que son promedio de las de entrada y los sobrenadantes que
se recirculan. Además facilita los cálculos y mejora la rapidez del sistema de simulación. Para
calcular cada una de estas características se ha hecho uso de la ecuación (4.2).
[C ] =
Q0 ⋅ [C ]0 + Qesp1º [⋅C ]esp1º + Qesp 2 º ⋅ [C ]esp 2 º + Qcentri ⋅ [C ]centri
Q0 + Qesp1º + Qesp 2 º + Qcentri
96
(4.2)
También es necesario tener en cuenta que para la DBO límite de entrada se ha hecho uso de las
siguientes relaciones:
DBOlim/DQO = 0,81
DBOlimsol/DQOsol = 0,76
DBOlimsol/DBOlim = 0,37
En la Tabla 4.12. se muestran los resultados de los cálculos de los contenidos que cuadran el
resultado experimental con el analítico.
Tabla 4.12. Caracterización del agua residual urbana que llega a la EDAR definitiva.
Componentes MO
Si
Sf
Xi
Xs
Xnv
Xv
24,60
237,10
44,54
273,19
49,56
199,61
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
Nitrógeno
Fósforo
Inxi 0,030000
Inxs 0,034045
Insi 0,010000
Insi 0,010000
ipxi
ipxs
ipsi
ipsf
0,003000
0,005700
0,000010
0,000070
Sólidos
isstxi 0,910000
isstxs 0,650000
Además de todo esto se añaden las siguientes cantidades de metales:
Catot = 207,3 mg Ca/L
Casol = 141,2 mg Ca/L
Ktot = 50,2 mg K/L
Ksol = 30,9 mg K/L
Mgtot = 27,6 mg Mg/L
Mgsol = 27,6 mg Mg/L
Caprecip = 66,1 mg/L
CaCO3 = 165,0 mg/L
Una vez introducidos todos estos datos en la depuradora modelo se procede a la simulación y se
comprueba que ajusta bastante mejor que en el primer caso. Cabe mencionar que el ajuste ha ido
mejorando poco a poco con cada cambio que se hacía en los parámetros de entrada. Los
resultados de la simulación se muestran en la Tabla 4.13.
97
Tabla 4.13. Datos salida de la simulación definitiva de la línea de aguas.
Valor
Valor Simulado
% Error
Real
Caudal fango primario
m3/d
123,60
124,89
1,04
Sólidos suspendidos F1
mg SS/L
20563,50
16903,88
17,80
Nitrógeno total F1
mg N/L
283,00
673,75
138,07
DQO F1
mg DQO/L 22100,00
19320,20
12,58
Fósforo total F1
mg P/L
127,17
95,06
25,25
3
Caudal fango secundario
m /d
444,80
381,29
14,28
Sólidos suspendidos F2
mg SS/L
5813,00
4402,97
24,26
Nitrógeno total F2
mg N/L
119,00
212,80
78,82
DQO F2
mg DQO/L 5740,00
4521,00
21,24
Fósforo total F2
mg P/L
130,42
103,01
21,02
3
Caudal efluente
m /d
11858,00
12237,82
3,20
Sólidos suspendidos efluente mg SS/L
9,00
8,88
1,33
DQOsol efluente
mg DQO/L
20,30
25,04
23,35
Nitrógeno total efluente
mg N/L
9,00
9,65
7,22
Amonio efluente
mg N/L
0,17
0,03
82,35
Fósforo total efluente
mg P/L
0,32
1,52
375,00
SS reactor
mg SS/L
2437,0
2684,54
10,16
Parámetro
Unidades
Se observa que han mejorado mucho los parámetros aunque sigue habiendo errores bastante
altos cómo el nitrógeno total en el fango primario. Para este caso no se cuenta el error del
fósforo total en el efluente pues es tan alto porque se trabaja con concentraciones muy bajas, la
concentración simulada se da por buena al ver los históricos.
La adaptación de la línea de aguas al funcionamiento real no solo implica cambiar parámetros
de entrada, sino que muchas veces es necesario cambiar parámetros del modelo microbiológico
ya que los parámetros de entrada están muy bien definidos. En este caso se ha mejorado la
eliminación de fósforo haciendo los siguientes cambios:
BPAO: De 0,2 a 0,15
BPP: De 0,2 a 0,15
BPHA: De 0,2 a 0,15
Ya se dispone de la línea de aguas simulada lo más parecido posible a la realidad, ahora se
añaden elemento a elemento de la línea de fangos para poder adaptarlos poco a poco, los
espesadores tienen muy poca variabilidad y opciones, sin embargo la cámara de fermentación
funciona como un biológico, por defecto utiliza los mismos valores de parámetros que el
reactor, se deja así pero se mejora el rendimiento de las acidogénicas pues en la simulación no
se producían tantas bacterias ni tanto ácido como debiera. El µacid pasa de ser 1,28 a 1,77.
98
Figura 4.3. Ventana del programa de simulación DESASS con la depuradora ya implantada.
En la Figura 4.3. se observa la captura de pantalla del modelo definitivo de simulación de la
EDAR en el programa DESASS. Se puede observar que, como ya se ha comentado antes, no se
va a simular la línea de fangos más allá del fermentador o mejor dicho de la cámara de mezcla.
En la Tabla 4.14. se observa la caracterización de cada una de las corrientes antes y después de
cada uno de los elementos obtenida a través de la simulación que se considera la que mejor se
adapta a los resultados experimentales. De modo que esta tabla se puede comparar con las
analíticas y ver qué parámetros ajustan mejor y cuales se desvían más y determinar si son
relevantes para el estudio que se quiere realizar.
Para realizar esta comparativa se ha realizado una tabla donde se calcular los errores relativos
cometidos para cada uno de los valores simulados en base a los valores teóricos, así se
comprobará si se trata de valores asumibles y dónde se encuentran los errores más grandes. Esta
tabla de erres es la Tabla 4.15.
En esta tabla se observa que los errores no son tan grandes como era de esperas aunque existen
errores muy grandes, los cuales se han marcado en rojo. Estos errores en la mayoría de los casos
son de valores pequeños de modo que una pequeña diferencia en un valor pequeño se convierte
en un cortejante elevado, en este caso de entorno a un 2000% sin embargo no debe tenerse en
cuenta este porcentaje si no si los valores obtenidos sin semejantes en su rango y son lógicos y
coherentes.
Los resultados por tanto se dan por válidos debido a que es muy complicado ajustar todo y se
ajusta lo imprescindible.
99
Tabla 4.14. Caractrización de cada un de los flujos de corriente de la EDAR de Calahorra obtenida mediante la simulación definitiva.
Punto
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
Punto
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
SST
(mg/L)
299,21
128,69
2682,14
2695,99
8,88
16903,88
4402,97
43666,70
71000,00
841,19
1,00
50532,55
SSV
(mg/L)
240,21
103,31
2118,38
2117,82
6,98
13447,42
3456,74
34380,77
55741,54
663,71
0,79
40048,47
% SSV
(%)
80,30
80,30
79,00
78,60
78,60
76,60
78,50
78,70
78,50
78,90
78,50
79,30
DQOT
(mg/L)
650,01
464,61
2866,40
2781,43
34,12
19320,20
4521,00
49684,82
72528,71
2165,60
25,78
56872,65
DQOSol
(mg/L)
324,69
324,69
114,56
25,03
25,04
1227,00
24,76
3771,10
24,76
1277,91
24,765
4817,36
DBO
(mg/L)
-
AGV
(mg/L)
54,90
54,90
8,98
0,00
0,00
211,68
0,00
677,26
0,00
225,72
0,00
355,85
PO4
(mg/L)
3,90
3,90
6,21
1,33
1,32
8,68
1,50
22,44
1,50
8,94
1,50
325,46
PT
(mg/L)
5,47
4,59
63,43
64,43
1,52
95,06
103,01
240,51
1638,30
13,24
1,52
722,19
PTsol
(mg/L)
3,92
3,92
6,22
1,33
1,32
8,74
1,50
22,62
1,50
9,01
1,50
325,74
CaT
(mg/L)
Casol
(mg/L)
MgT
(mg/L)
Mgsol
(mg/L)
KT
(mg/L)
Ksol
(mg/L)
FeT
(mg/L)
Fesol
(mg/L)
SO4
(mg/L)
S 2(mg/L)
34,85
32,56
58,82
58,82
31,19
221,75
76,49
525,90
760,16
50,65
31,30
606,63
31,16
31,16
32,46
31,07
31,10
41,24
31,29
68,75
31,29
41,82
31,29
161,34
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
95,30
95,30
95,43
95,49
95,49
72,58
95,50
10,99
95,50
70,62
95,50
5,89
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
18,25
0,00
18,25
0,00
18,25
0,00
43,60
167,94
150,96
266,34
263,37
145,11
1475,27
338,98
7274,26
3261,41
277,71
145,81
3486,12
141,17
141,17
143,26
144,52
144,72
211,82
145,77
404,64
145,77
215,91
145,77
397,53
26,41
26,22
37,37
38,36
25,64
46,28
44,86
78,63
335,42
28,07
25,65
167,12
26,07
26,07
26,87
26,60
25,60
19,20
25,65
29,87
25,65
27,13
25,65
107,02
100
NH4
(mg/L)
42,55
42,55
17,38
0,06
0,03
67,46
0,48
137,68
0,48
68,93
0,48
240,04
Q
(m3/d)
12744,00
12619,11
31379,04
31379,04
12237,82
124,89
381,29
44,96
23,64
79,33
357,65
68,60
NO2
(mg/L)
0,00
0,00
0,00
0,20
0,15
0,00
0,11
0,00
0,00
0,00
0,11
0,00
NO3
(mg/L)
6,13
6,13
0,00
8,96
8,8
0,13
3,88
0,00
0,11
0,03
3,88
0,02
pH
(ud.)
T
(ºC)
7,57
7,57
7,32
7,21
7,16
6,44
7,17
5,89
7,24
6,41
7,24
6,00
15,5
15,5
15,5
15,5
15,5
15,5
15,5
15,5
15,5
15,5
15,5
15,5
NT
(mg/L)
62,10
55,99
144,88
136,85
9,56
673,75
212,80
1679,12
3360,19
108,05
4,76
22587
Cond.
(μ
μS/cm)
-
NTsol
(mg/L)
51,38
51,38
18,44
136,85
9,22
77,06
4,71
165,85
4,71
78,74
4,71
2257,01
Tabla 4.15. Tabla de errores en la caracterización de los flujos entre los elementos de la EDAR estudiada.
Punto
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
Punto
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
SST
(% err)
18,73
1,01
10,06
2,32
1,33
17,80
27,63
6,59
SSV
(% err)
17,75
26,76
7,81
3,38
30,20
3,93
21,02
1,93
% SSV
(% err)
0,62
27,36
1,25
1,01
12,75
4,37
3,08
7,26
2,00
3,88
CaT
(% err)
20,45
32,49
1,92
31,29
89,15
391,10
82,74
2460,46
2197,25
84,18
87,75
112,54
Casol
(% err)
0,47
4,93
MgT
(% err)
3,96
12,01
3,69
26,60
59,87
12,84
52,02
385,37
1233,15
84,49
76,18
24,81
2,23
14,64
45,89
56,91
147,00
4,64
23,61
99,36
458,56
DQOT
(% err)
6,73
34,28
14,81
19,05
12,58
21,24
19,40
24,19
23,05
95,31
6,64
Mgsol
(% err)
1,12
3,95
5,30
18,63
24,23
52,98
9,43
1,46
61,80
57,65
556,56
DQOSol
(% err)
14,53
83,44
295,03
63,90
PO4
(% err)
19,27
19,27
13,53
54,65
3200,00
65,40
183,02
64,69
38,63
78,43
76,32
29,31
33,77
KT
(% err)
24,40
20,00
41,96
131,57
80,36
29,45
73,70
344,70
2076,86
93,11
93,83
17,54
Ksol
(% err)
15,28
16,49
57,48
31,94
54,98
3,68
AGV
(% err)
2,75
43,45
2090,24
37,80
34,80
37,91
31,54
71,05
63,39
12,45
6,43
80,04
90,68
52,40
FeT
(% err)
100,00
100,00
100,00
PT
(% err)
9,59
13,07
13,70
13,56
375,00
25,25
21,02
6,27
760,36
69,47
84,20
PTsol
(% err)
20,25
18,84
74,66
84,41
42,55
92,30
31,00
Fesol
(% err)
SO4
(% err)
66,67
54,93
65,10
62,10
67,31
Q
(% err)
1,97
1,98
266,67
52,88
1150,00
80,13
100,00
100,00
100,00
101
NH4
(% err)
50,89
8,66
2,18
75,00
82,35
9,09
51,52
1,15
NO2
(% err)
100,00
NO3
(% err)
5,55
100,00
100,00
1400,00
8,90
120,00
35,87
pH
(% err)
0,00
2,99
0,68
164,62
9801,15
71,92
523,02
22,98
14,52
285,40
48,11
6,30
6,94
21,88
3,89
NT
(% err)
30,19
9,78
NTsol
(% err)
40,00
14,18
35,75
6,22
138,07
78,82
22,93
14,38
32,71
4.3. Modificaciones de la instalación para recuperar fósforo
4.3.1. Bases de las modificaciones
Con las modificaciones se pretende obtener fósforo de la línea de fangos activados. Esta línea
posee gran cantidad de fósforo debido a que está compuesta por el fango activado, que son
organismos vivos en cuya composición está el fósforo aunque ésta en tan poca cantidad que no
se tiene en cuenta en la fórmula química que se asigna a la biomasa, que es C5H7NO2.
Además en este caso, la depuradora de la que se dispone está capacitada para eliminar fósforo
de forma biológica. Así pues existen bacterias PAO en el sistema de fangos activados que tienen
almacenado en su interior gran cantidad de fósforo en forma de polifosfatos. De modo que
cualquier metodología para extraer fósforo de los fangos pasa por extraer este fósforo de la
biomasa, ya que es un nutriente inútil en su interior.
Las bacterias PAO sueltan el fósforo acumulado en su interior o bien en determinadas
condiciones o bien tras la muerte. Para rentabilizar la planta, y que no suponga un coste
excesivo extra, se pretende utilizar en lo medida de lo posible las instalaciones ya existentes.
En un proceso normal las bacterias mueren principalmente en el digestor, sin embargo aparecen
problemas por la formación de estruvita, lo que disminuye las secciones de las tuberías y
estropea las bombas. Se producen en toda la línea de fangos incluido en el digestor. Cómo
además de recuperar fósforo se pretende evitar o minimizar los problemas de precipitación
incontrolada, como se ha comentado en los objetivos, se decide realizar las modificaciones en
las partes superiores de la línea de aguas residuales, concretamente en el espesado de fangos
primario.
La extracción del fósforo se utiliza poniendo en contacto el fango primario debido a su
composición (aparición de materia orgánica biodegradable fresca y ácidos volátiles de cadena
corta como el ácido acético) y el fango secundario, pues es en este donde se encuentran las
bacterias PAO. Este contacto se realiza de forma habitual en la cámara de mezcla que es lo
suficientemente grande como para que el tiempo de retención hidráulico permita una suelta
completa del polifosfato. En el presente proyecto se van a analizar dos soluciones aprovechando
el hecho anteriormente explicado.
1. Elutriación del fango mixto en el espesador primario: Se va a elutriar la mezcla de
fangos primarios y secundarios. Esto hace que las bacterias PAO al encontrarse en
presencia de gran cantidad de ácidos grasos volátiles (AGV) suelten el polifosfato en
forma de fósfato para coger el ácido y formar PHA. Como se ha explicado en el
apartado de los modelos.
Sin embargo el fósfato que suelta se produce en la cámara de mezcla, se propone el
sistema de elutriación del fango mixto para recuperar el fósforo como fosfato en el
sobrenadante del espesado de fango primario. El esquema del sistema de elutriación
propuesto se muestra en la Figura 4.4.
102
Figura 4.4. Esquema simplificado de la primera modificación propuesta para recuperar el fósforo en la línea
de fangos.
2. Centrifugación del la mezcla de fangos: En los datos analíticos de la planta real se
observa que, debido al alto tiempo de retención que se da en la cámara de mezcla de los
fangos primarios y secundarios, la cantidad de fósforo que se suelta en la cámara en
forma de fosfatos es de 300 mg/L.
Por lo que para recuperar dicha cantidad se propone separación mecánica de las fases
tras la cámara de mezcla. La separación mecánica se realizaría mediante una centrífuga
y, debido a que el fango no está digerido, se propone una concentración de sólidos
suspendidos bastante realista de un 6%.
En la Figura 4.5. se muestra el sistema de separación propuesto y que se pretende
diseñar mediante el programa de simulación DESAS.
103
Figura 4.5.Esquema del segundo sistema de separación propuesto para la recuperación de fósforo en la línea
de fangos.
104
4.3.2. Elutriación del fango mixto en el espesador primario
La primera modificación que se prueba, como ya se ha comentado en el sub apartado anterior,
es la elutriación del fango mixto en el espesador de fango primario pues se dan las condiciones
óptimas para que las bacterias PAO suelten el fósforo acumulado.
Esta modificación es sencilla pues se trata de realizar nuevas tuberías y conexiones a la
instalación ya existente. Por tanto para realizar la simulación es necesario eliminar la línea de
fangos que une la cámara de mezcla y el digestor para así poder elutriar el mismo introduciendo
una línea que va desde la cámara de mezcla a un nudo antes del espesador, esta línea será la
encargada de elutriar, además debe introducirse un nudo en la línea que va desde el espesador a
la cámara de mezcla para extraer por ahí el fango que irá a digestión.
Las modificaciones a la instalación anteriormente descritas se pueden observar en la Figura 4.6.
Figura 4.6. Esquema de la depuradora tras la introducción del sistema de elutrición de fango mixto en la
simulación del programa DESASS.
Los parámetros que son importantes para controlar la buena elutriación del fango en el
espesador es la relación de caudal extraído respecto al caudal de entrada, pues a mayor sea esta
relación mayor será la cantidad de fango que circule por el sistema de elutriación de fango.
Además como se puede observar no todo el fango que se extrae va a la elutriación, si no que se
divide en dos corrientes, una que se destina a la digestión y otra que se elutria. De modo que
también es muy importante controlar el caudal a elutriar, pues este será también el que
determine el fósforo que recupera la instalación.
De modo que se debe fijar un valor de caudal de digestión y otro de elutriación, sin embargo
esto no sería lógico pues los valores a escoger pueden no ser los más óptimos. De modo que lo
que se debe hacer es una batería de simulaciones variando estos dos valores para obtener las
mejores condiciones de explotación de la planta para obtener la mayor cantidad de fósforo en el
efluente.
105
Se pretende estudiar los resultados para las extracciones de 0,4, 0,5, 0,6, 0,7 y 0,8 (que
determinarán el caudal de elutriación) y estudiar los caudales de digestión de 50, 55, 60, 65 y 70
m3/d. La relación entre los caudales del espesador es escogida teniendo en cuenta que no es
posible trabajar con extracciones más bajas de las que se utilizan sin elutriación, pues no se
estaría elutriando el fango y que no pueden ser demasiado elevadas porque si no se acumulan
los fangos en el espesador debido a las recirculaciones o requeriría un caudal de digestión muy
elevado y eso empeoraría la elutriación.
De modo que en total se deben realizar 25 simulaciones con las siguientes combinaciones:
Qextr/Qent = 0,4 Qdig =50 m3/d
Qdig =55 m3/d
Qdig =60 m3/d
Qdig =65 m3/d
Qdig =70 m3/d
Qextr/Qent = 0,5 Qdig =50 m3/d
Qdig =55 m3/d
Qdig =60 m3/d
Qdig =65 m3/d
Qdig =70 m3/d
Qextr/Qent = 0,6 Qdig =50 m3/d
Qdig =55 m3/d
Qdig =60 m3/d
Qdig =65 m3/d
Qdig =70 m3/d
Qextr/Qent = 0,7 Qdig =50 m3/d
Qdig =55 m3/d
Qdig =60 m3/d
Qdig =65 m3/d
Qdig =70 m3/d
Qextr/Qent = 0,8 Qdig =50 m3/d
Qdig =55 m3/d
Qdig =60 m3/d
Qdig =65 m3/d
Qdig =70 m3/d
Sin embargo estas simulaciones no se pueden hacer directamente pues cómo se ha explicado en
metodología, en los nudos no se puede establecer unos valores de caudal si no que se establece
un porcentaje de cada una de las salidas. Tampoco es posible calcularlos para cada caso, pues
los caudales van variando en función de los parámetros de extracción y de funcionamiento, no
es algo establecido, de modo que se deben ir haciendo simulaciones con diferentes porcentajes
para poder ajustar así el caudal de elutriación. En el presente trabajo se van a presentar
únicamente los resultados obtenidos de las simulaciones válidas.
Tras las simulaciones del sistema de elutriación se deben estudiar los principales parámetros que
se ven afectados por las modificaciones y que determinan el buen funcionamiento de la
modificación establecida. Estos parámetros son: el caudal de digestión, el fosfato que va a
digestión, el fosfato que sale con el efluente del espesador, el fósforo total que va a digestión, el
fósforo total que sale con el efluente del espesador, los sólidos suspendidos que van a digestión,
la DQO total que entra en la digestión, los sólidos y el perfil de sólidos alcanzado en el
espesador para evitar desbordamientos y que salga en fango con el efluente durante la
explotación.
Antes de realizar las simulaciones es necesario tener en cuenta que el espesador de fango
primario antes sólo trabajaba con un fango y ahora tiene que trabajar con la mezcla de los
106
fangos. Por lo que los valores de sedimentabilidad no son representativos del fango mixto, si se
dejasen tal cual los resultados de las simulaciones no serían válidos. Sobre todo en lo que se
refiere al Fns (fracción no sedimentable), que al indicar sedimentabilidad ya no es aplicable al
fango mixto. Para que el valor de este factor sea representativo se realiza un promedio entre los
valores de los distintos fangos, teniendo en cuenta que para el fango primario está en el
espesador y para el fango secundario en el decantador. El promedio se realiza aplicando la
fórmula (4.1).
Fns =
X TSSF 1 ⋅ QF 1 ⋅ Fns F 1 + X TSSF 2 ⋅ QF 2 ⋅ Fns F 2
X TSSF 1 ⋅ QF 1 + X TSSF 2 ⋅ QF 2
(4.1)
Los valores de las fracciones no sedimentables de ambos fangos se incluyen en la descripción
de la planta. Sustituyendo los valores por los valores obtenidos en la simulación resulta:
Fns =
16903,88 ⋅ 124,89 ⋅ 0,05 + 71000 ⋅ 23,64 ⋅ 0,0005
= 0,0280759
16903,88 ⋅ 124,89 + 71000 ⋅ 23,64
De modo que se debe sustituir el 0,05 por 0,0280759 (empeora la sedimentabilidad del fango)
antes de empezar cualquier simulación que implique la mezcla de los dos fangos antes de un
elemento de separación por gravedad, en este caso el espesador de fango primario.
Los valores obtenidos de estos parámetros se deberán comparar con los que se obtienen en el
espesador y la entrada a digestión sin la elutriación, pues es ahí donde se comprueba una mejora
en la recuperación de fósforo y un funcionamiento similar al actual, ya que no se busca
empeorar la calidad final obtenida ni en el fango ni la explotación de la estación depuradora de
aguas.
Resultados de las simulaciones
Al tratarse de muchas simulaciones y muchos resultados se van a analizar poco a poco en
función del caudal de digestión, pues se puede buscar relaciones más fácilmente.
- Caudal de digestión de 50 m3/d: Los resultados para los parámetros estudiados de todas las
relaciones de caudales de extracción respecto al de entrada en el espesado de fango primario, y
un caudal de digestión de 50 m3/d se muestra en la Tabla 4.16.
107
Tabla 4.16. Resultados obtenidos para la elutriación del fango mixto con un caudal destinado a digestión de
50 m3/d.
Parámetros
Qextr/Qent
% Qdig en N3
Sin elutr. Ensayo 1
0,360
0,400
0,757
Ensayo 2
0,500
0,508
Ensayo 3
0,600
0,340
Ensayo 4
Ensayo 5
0,700
0,218
0,800
0,129
Qdig (m3/d)
68,600
49,810
50,030
50,110
49,990
50,370
3
Qelu (m /d)
0,000
39,620
72,020
120,740
203,010
365,070
3
Qefl (m /d)
79,930
98,710
99,810
98,450
98,370
97,990
PO4dig (mg/L)
325,460
248,000
243,430
223,380
207,120
216,810
PO4eff (mg/L)
8,940
170,530
178,360
181,030
181,770
200,130
PTdig (mg/L)
722,190
666,380
646,820
634,410
631,750
592,420
PTeff (mg/L)
13,240
176,190
185,040
188,730
190,620
209,160
SSdig (mg/L) 50532,550 64576,360 62664,740 62454,000 62977,550 59201,340
DQOTdig (mg/L) 56872,650 74451,310 71707,130 70108,060 69590,860 65643,810
SSeff (mg/L)
841,090
790,250
945,970 1104,620 1275,350 1379,370
PerfilF.esp (m)
1,00
1,500
2,030
1,760
1,490
?
Precup (kg/d)
% Precup
1,058
2,091
17,392
34,382
18,469
36,335
18,580
36,887
18,751
37,255
20,496
40,718
En la Tabla 4.16. se han dividido los resultados en tres zonas con el fin de facilitar su análisis e
interpretación. En la primera zona, que se ha sombreado de color verde, se disponen de los
parámetros introducidos en el modelo utilizado para la simulación, la segunda zona son los
resultados de los parámetros correspondientes y que es necesario analizar para determinar cuál
de las simulaciones es la más óptima a la hora de operar la planta para poder recuperar el
fósforo. Por último la tercera zona, que es la sombreada de color azul, es la correspondiente a
los cálculos realizados sobre los resultados, que son necesarios para determinar el rendimiento
de recuperación del fósforo. Para realizar dichos cálculos se ha hecho uso de las ecuaciones
(3.12) y (3.13) del apartado de materiales y métodos del presente trabajo.
Se observa que para el caudal de digestión estudiado, el caudal de elutriación aumenta conforme
aumenta la relación de extracción, este resultado era de esperar pues el caudal que se extrae se
divide entre la digestión y la elutriación, si se extrae más y se mantiene fija la digestión el
caudal de elutriación aumenta.
A pesar de eso, hay parámetros que no tienen una evolución concreta pues varían de muchas
maneras con muchos parámetros de explotación de la EDAR como son en este caso el caudal
del efluente obtenido en el espesador, el fosfato que va a digestión (aunque se puede observa
que va disminuyendo conforme aumenta la relación de extracción salvo para la extracción de
0,8), los sólidos suspendidos que van a digestión (aunque por lo general van disminuyendo con
forme aumenta la relación de extracción, no se cumple para los tres ensayos intermedios) y la
altura del manto de fangos, que se comentará en último lugar.
El resto de parámetros van disminuyendo o aumentando, según el parámetro, con forme
aumenta la relación de extracción. Cómo se ha comprobado que el caudal de elutriación
108
aumenta conforme aumenta esta relación, se van a analizar el resto de parámetros en función del
caudal de elutriación.
Se puede observar que el fosfato y fósforo total que sale con el efluente y los sólidos
suspendidos aumentan con forme aumenta el caudal de elutriación, este resultado es lógico pues
cuanto más tiempo esté el fango en el sistema mayor cantidad de fosfato sueltan las bacterias
PAO, por lo que recircular mayor cantidad de fango aumenta la concentración de fósforo
obtenida en el efluente. Por su parte, el resultado para los sólidos suspendidos también es de
esperar pues el fango se va acumulando en el espesador por extraer y recircular demasiada
cantidad, lo que hace que sedimente peor y por tanto escape mayor cantidad de sólidos con el
efluente.
Los parámetros que hacen referencia a la corriente que va a digestión, concretamente la
concentración de fósforo y de DQO van disminuyendo conforme aumenta el caudal de
elutriación. Para el fósforo es lógico, pues si al recircular mayor cantidad se suelta más fósforo
la cantidad de fósforo que queda en el fango debe disminuir. Respecto a la DQO, disminuye
porque al estar el fango tanto tiempo en circulación se va digiriendo poco a poco quedándome
menor materia orgánica para digerir en procesos posteriores.
En lo que respecta al manto de fangos en el espesador, en los resultados se incluye la altura a la
que se encuentra, pero no sólo es importante esa altura sino que es necesario también tener en
cuenta el perfil. Ya que la planta funcionaba correctamente antes de las modificaciones se va a
comparar con el perfil de la misma. A continuación se muestran los perfiles de fango en el
espesador, para las simulaciones anteriores.
Sin elutriar
Ensayo 1
109
Ensayo 2
Ensayo 3
Ensayo 4
Ensayo 5
En los perfiles de fango de los ensayos 1 a 4 se puede comprobar que son normales en
comparación con el del funcionamiento real de la instalación, aunque son ligeramente más altos,
sobre todo el ensayo 2, ya que la altura del manto es de 2 m. En esta EDAR un valor tan alto no
supone un problema de explotación, pues el espesador tiene un calado total de 3,5 m y no se van
a producir ni desbordamientos ni escapadas de sólidos ya que hay mucho margen para
maniobrar.
Por otro lado, para el ensayo 5, se observa que el perfil de sólidos en el espesador no tiene una
forma normal, hasta el punto que no se puede leer la altura de manto de fangos, ya que hay
fangos en toda la altura del espesador. Es por este motivo que la concentración de sólidos en el
efluente es tan elevada. Para un caudal de digestión de 50 m3/d, la relación de extracción de
fangos en el espesador de 0,8 es demasiado elevada y se produce una acumulación de fangos en
el espesador.
Ya se han comentado los parámetros que se utilizan para controlar las modificaciones, sin
embargo también es necesario comentar los parámetros que determinan el rendimiento del
proceso propuesto, es decir el fósforo que se recupera y su porcentaje respecto al total. En la
parte inferior de la Tabla 4.16. se comprueba que, tal como está funcionando actualmente la
planta, no se puede recuperar fósforo en el efluente del espesador pues tiene un porcentaje de
recuperación del 2%, por eso es necesario modificar la planta. Se observa que para los cinco
ensayos realizados se obtiene un porcentaje de recuperación superior al 30%, pero que conforme
aumenta el caudal de elutriación aumenta la recuperación de fósforo llegando a alcanzar un 40%
para el último ensayo realizado para el caudal de digestión estudiado.
110
- Caudal de digestión de 55 m3/d: Los resultados para los parámetros estudiados de todas las
relaciones de caudales de extracción respecto al de entrada en el espesado de fango primario, y
un caudal de digestión de 55 m3/d se muestra en la Tabla 4.17.
Tabla 4.17. Resultados obtenidos para la elutriación del fango mixto con un caudal destinado a digestión de
55 m3/d.
Parámetros
Qextr/Qent
% Qdig en N3
Sin elutr. Ensayo 6
0,360
0,400
0,878
Ensayo 7
0,500
0,569
Ensayo 8
0,600
0,395
Ensayo 9 Ensayo 10
0,700
0,800
0,255
0,149
Qdig (m3/d)
68,600
54,840
55,640
55,200
55,330
55,400
3
Qelu (m /d)
0,000
31,250
60,880
108,010
185,210
339,900
3
Qefl (m /d)
79,930
79,930
94,660
93,600
93,030
92,960
PO4dig (mg/L)
325,460
216,810
214,620
216,450
207,900
210,720
PO4eff (mg/L)
8,940
166,650
170,210
176,380
180,240
193,790
PTdig (mg/L)
722,190
628,820
614,570
602,000
593,000
569,430
PTeff (mg/L)
13,240
171,900
176,490
183,590
188,350
202,300
SSdig (mg/L) 50532,550 61080,940 58946,610 57686,480 57208,550 55202,560
DQOTdig (mg/L) 56872,650 69041,670 66452,350 65053,900 63873,620 61605,680
SSeff (mg/L)
841,090
731,990
875,370
1021,100 1163,580 1275,510
PerfilF.esp (m)
1,000
0,910
1,220
1,760
1,760
?
Precup (kg/d)
% Precup
1,058
2,091
13,740
28,492
16,707
32,822
17,184
34,086
17,522
34,813
18,806
37,349
Para el caudal de digestión de 55 m3/d también se ha dividido la tabla de resultados en tres
zonas según si son parámetros de explotación, resultados de la simulación o cálculos necesarios
realizados con las ecuaciones (2.12) y (2.13), como se muestra en la Tabla 4.17.
Se puede observar que para un caudal de digestión de 55 m3/d ocurre lo mismo que para el de
50, es decir, que al aumentar la relación de extracción del espesador primerio aumenta el caudal
de elutriación. Esto ocurre por el mismo motivo que para el caso anterior.
La similitud con la evolución del caso anterior también se cumple con los parámetros, pues
siguen habiendo parámetros sin una evolución concreta como el caudal del efluente obtenido en
el espesador (que aumenta entre el ensayo 6 y 7, pero disminuye en el resto de ensayos), el
fosfato que va a digestión (que va aumentando o disminuyendo según el ensayo) y la altura del
manto de fangos, que se comentará en último lugar.
Se puede observar que el fosfato y fósforo total que sale con el efluente y los sólidos
suspendidos aumentan con forme aumenta el caudal de elutriación, como ocurría en el caso
anterior. El resto de parámetros son los que hacen referencia a la digestión, que en este caso
son los sólidos suspendidos, el fósforo y la DQO, cumplen otra tendencia. Estos parámetros
como los parámetros de digestión en el caso anterior disminuyen con forme aumenta el caudal
111
de elutriación, esta tendencia ocurre por los mismos motivos. Aunque cabe destacar que en el
caso anterior los sólidos suspendidos no estaban incluidos en la tendencia decreciente.
Se pretende comprobar cómo es el perfil del manto de fangos en el espesador para los ensayos
realizados. Todas las gráficas correspondientes se muestran a continuación:
Sin elutriar
Ensayo 6
Ensayo 7
Ensayo 8
Ensayo 9
Ensayo 10
En los perfiles de fango de los ensayos 6 a 9 se puede comprobar que son normales en
comparación con el del funcionamiento real de la instalación, a pesar de que el de los ensayos 8
y 9 es ligeramente más alto, ya que la altura del manto es de 1,75 m, sin embargo, como se ha
explicado anteriormente, esta altura no es peligrosa debido a que el espesador es muy alto.
Por otro lado, para el ensayo 10, se observa que el perfil de sólidos en el espesador no tiene una
forma normal, hasta el punto que no se puede leer la altura de manto de fangos, como ocurría
112
para un caudal de digestión de 50 m3/d. Por tanto se concluye que la relación de extracción de
fangos en el espesador de 0,8 es demasiado elevada y se produce una acumulación de fangos en
el espesador.
Por último se deben comentar los parámetros calculados. Se observa que para los cuatro de los
cinco ensayos realizados se obtiene un porcentaje de recuperación entorno a 30%, sin embargo
se observa que el fósforo recuperado, medido tanto en masa como en porcentaje, va aumentando
conforme aumenta el caudal de elutriación alcanzando para el último ensayo un valor de 37%.
- Caudal de digestión de 60 m3/d: Los resultados para los parámetros estudiados de todas las
relaciones de caudales de extracción respecto al de entrada en el espesado de fango primario, y
un caudal de digestión de 60 m3/d se muestra en la Tabla 4.18.
Tabla 4.18. Resultados obtenidos para la elutriación del fango mixto con un caudal destinado a digestión de
60 m3/d.
Parámetros
Qextr/Qent
% Qdig en N3
Sin elutr. Ensayo 11 Ensayo 12 Ensayo 13 Ensayo 14 Ensayo 15
0,360
0,400
0,500
0,600
0,700
0,800
0,999
0,680
0,452
0,29
0,170
Qdig (m3/d)
68,600
59,370
60,120
59,950
60,12
60,050
3
Qelu (m /d)
0,000
23,690
51,910
96,150
169,24
316,660
3
Qefl (m /d)
79,930
98,710
88,400
88,730
88,49
88,310
PO4dig (mg/L)
325,460
222,110
201,500
208,690
193,00
202,930
PO4eff (mg/L)
8,940
165,420
166,810
172,030
171,97
185,530
PTdig (mg/L)
722,190
596,310
587,410
575,860
573,30
553,190
PTeff (mg/L)
13,240
170,300
172,750
178,840
179,80
193,780
SSdig (mg/L) 50532,550 56553,400 55723,030 54044,260 54393,12 52303,280
DQOTdig (mg/L) 56872,650 64775,760 62450,620 61021,590 60420,67 58516,860
SSeff (mg/L)
841,090
685,850
821,700
955,640
1100,08 1205,870
PerfilF.esp (m)
1,000
1,200
0,97
1,760
1,22
?
Precup (kg/d)
% Precup
1,058
2,091
16,810
32,196
15,271
30,188
17,52
34,81
15,91
31,58
17,113
33,999
Para el caudal de digestión de 60 m3/d también se ha dividido la tabla de resultados en tres
zonas según si son parámetros de explotación, resultados de la simulación o cálculos necesarios
realizados con las ecuaciones (2.12) y (2.13), como para los dos caudales anteriormente
estudiados.
Se puede observar que para un caudal de digestión de 60 m3/d ocurre lo mismo que para el de
50 y 55, es decir, que al aumentar la relación de extracción del espesador primerio aumenta el
caudal de elutriación.
El caudal del efluente obtenido en el espesador (que posee un valor más bajo de lo que debería y
por tanto no sigue la tendencia en el ensayo 12), el fosfato que va a digestión (que va
113
aumentando o disminuyendo según el ensayo) y la altura del manto de fangos siguen siendo
parámetros que no siguen una tendencia fija y definida para el caudal de digestión de 60 m3/d.
El resto de parámetros que hacen referencia al efluente del espesador, como son, el fosfato y
fósforo total y los sólidos suspendidos aumentan con forme aumenta el caudal de elutriación,
como ocurría en los dos casos anteriores. Los parámetros que hacen referencia a la digestión, es
decir, el fósforo y la DQO, disminuyen con forme aumenta el caudal de elutriación, tal y como
se ha observado para casos anteriores y por tanto, por los mismos motivos explicados para el
caudal de digestión de 50 m3/d.
Por otra parte se comprueba cómo es el perfil del manto de fangos en el espesador para los
ensayos realizados. Todas las gráficas correspondientes se muestran a continuación:
Sin elutriar
Ensayo 11
Ensayo 12
Ensayo 13
Ensayo 14
Ensayo 15
114
En los perfiles de fango de los ensayos 11 a 14 se puede comprobar que son normales en
comparación con el del funcionamiento real de la instalación, a pesar de que el del ensayo 13 es
ligeramente superior, alcanzando una altura de fangos de 1,76 m.
Se observa que ocurre lo mismo para la relación de caudal de fango extraído por caudal de
fango de entrada de 0,8, que en los caudales de digestión estudiados, es decir que no hay una
altura de fangos pues no sedimentan al ser demasiados. Sin embargo se puede observar cómo
esta gráfica se va a cercando más a una forma normal del perfil de sólidos en un espesador,
luego empieza a ser razonable un caudal de 60 m3/d de digestión para una relación de extracción
tan elevada. A pesar de ello, no se trata de un valor válido.
En los parámetros calculados se observa que para todos los ensayos realizados se obtiene un
porcentaje de recuperación superior al 30%. La recuperación de fósforo es un parámetro que en
los casos anteriores aumentaba con forme aumentaba el caudal de digestión, sin embargo, en
este caso se cumple esa misma tendencia a excepción del ensayo 12, dónde disminuye la
recuperación de fósforo respecto al ensayo anterior. Esto se debe a la caída de caudal del
efluente que sufre.
- Caudal de digestión de 65 m3/d: Los resultados para los parámetros estudiados de todas las
relaciones de caudales de extracción respecto al de entrada en el espesado de fango primario, y
un caudal de digestión de 65 m3/d se muestra en la Tabla 4.19.
Tabla 4.19. Resultados obtenidos para la elutriación del fango mixto con un caudal destinado a digestión de
65 m3/d.
Parámetros
Qextr/Qent
% Qdig en N3
Sin elutr. Ensayo 16 Ensayo 17 Ensayo 18 Ensayo 19
0,360
0,500
0,600
0,700
0,800
0,791
0,519
0,338
0,195
Qdig (m3/d)
68,600
65,600
65,000
65,360
65,010
3
Qelu (m /d)
0,000
40,940
83,830
151,770
291,850
3
Qefl (m /d)
79,930
88,400
69,520
82,250
83,350
PO4dig (mg/L)
325,460
204,450
196,990
193,950
184,850
PO4eff (mg/L)
8,940
165,850
167,810
170,830
171,360
PTdig (mg/L)
722,190
554,540
554,090
543,900
543,950
PTeff (mg/L)
13,240
171,330
174,310
178,110
179,610
SSdig (mg/L) 50532,550 51155,510 51204,360 50189,800 50626,130
DQOTdig (mg/L) 56872,650 57945,280 57468,130 56215,580 56104,210
SSeff (mg/L)
841,090
760,520
899,960 1019,290 1158,390
PerfilF.esp (m)
1,000
1,220
1,210
1,490
1,220
Precup (kg/d)
% Precup
1,058
2,091
15,146
29,396
12,118
25,176
14,650
29,183
14,970
29,743
Para el caudal de digestión de 65 m3/d también se ha dividido la tabla de resultados en tres
zonas según si son parámetros de explotación, resultados de la simulación o cálculos necesarios
115
realizados con las ecuaciones (2.12) y (2.13), como para los tres caudales anteriormente
estudiados.
Se puede observar que para un caudal de digestión de 65 m3/d ocurre lo mismo que para el de
50 ,55 y 60, es decir, que al aumentar la relación de extracción del espesador primerio aumenta
el caudal de elutriación. Se observa también que en este caso no existe simulación para una
relación de extracción de 0,4, eso se debe a que el sistema permite llevar a digestión un máximo
de 60 m3/d como se observa en la Tabla 4.18.
En este caso, los parámetros que no cumplen una tendencia son: el caudal del efluente obtenido
en el espesador, el cual va disminuyendo pero posee un valor anómalo por ser demasiado bajo
en el ensayo 17; el fósforo total que va a digestión, el cual va disminuyendo a excepción de los
dos últimos valores que no sólo son muy similares sino que el del último ensayo es ligeramente
superior al anterior; y los sólidos suspendidos que van a digestión, los cuales en los dos casos
anteriores van disminuyendo con forme aumenta el caudal de elutriación, sin embargo en este
caso no sigue ninguna tendencia, van aumentando y disminuyendo.
El resto de parámetros que hacen referencia al efluente del espesador, como son, el fosfato y
fósforo total y los sólidos suspendidos aumentan con forme aumenta el caudal de elutriación,
como ocurría en los tres casos anteriores. Mientras que el resto de parámetros que hacen
referencia a la digestión, como son el fósforo y la DQO, disminuyen con forme aumenta el
caudal de elutriación, tal y como se ha observado para casos anteriores.
En lo que respecta al manto de fangos, se puede observar los perfiles para los ensayos
estudiados a continuación:
Sin elutriar
Ensayo 16
116
Ensayo 17
Ensayo 18
Ensayo 19
En los perfiles de fango de los ensayos 16 a 19 se puede comprobar que son normales en
comparación con el del funcionamiento real de la instalación. En este caso se comprueba que el
ensayo 18 destaca un poco más por tener un valor de mando de fango un poco más elevado
siendo de 1,49 m. También se puede observar que para este caso el perfil de sólidos en el
espesador para la relación de caudales en el mismo de 0,8 está dentro del habitual, esto se debe a
que por fin se ha alcanzado un caudal de fango extraído del sistema (caudal de digestión) que
evita la acumulación excesiva de fangos en el espesador.
En los parámetros calculados se observa que en este caso no llega a alcanzarse el 30% de
recuperación para ningún ensayo, aunque tres de ellos se quedan cerca. En todos los caudales de
digestión anteriormente estudiados (a excepción de un punto anómalo en el caso anterior), con
forma aumentaba el caudal de elutriación aumentaba la recuperación de fósforo, sin embargo en
este caso no se cumple, hasta tal punto de tener un valor 4% inferior a lo que debería (ensayo
17).
- Caudal de digestión de 70 m3/d: Los resultados para los parámetros estudiados de todas las
relaciones de caudales de extracción respecto al de entrada en el espesado de fango primario, y
un caudal de digestión de 70 m3/d se muestra en la Tabla 4.20.
117
Tabla 4.20. Resultados obtenidos para la elutriación del fango mixto con un caudal destinado a digestión de
70 m3/d.
Parámetros
Qextr/Qent
% Qdig en N3
Sin elutr. Ensayo 20
0,360
0,500
0,902
Ensayo 21
0,600
0,637
Ensayo 22 Ensayo 23
0,700
0,800
0,389
0,223
Qdig (m3/d)
68,600
70,440
3
Qelu (m /d)
0,000
31,270
3
Qefl (m /d)
79,930
74,300
PO4dig (mg/L)
325,460
195,690
PO4eff (mg/L)
8,940
165,030
PTdig (mg/L)
722,190
529,510
PTeff (mg/L)
13,240
170,160
SSdig (mg/L) 50532,550 48459,020
DQOTdig (mg/L) 56872,650 54607,050
SSeff (mg/L)
841,090
716,190
PerfilF.esp (m)
1,000
0,950
70,690
69,290
75,970
191,710
164,420
524,730
170,480
47473,480
53449,440
834,880
1,220
70,590
69,950
134,340
267,180
77,490
78,410
189,110
182,170
167,410
168,820
521,010
521,610
174,290
176,600
47071,570 47504,670
52819,460 52823,210
955,980 1087,740
1,490
1,220
Precup (kg/d)
% Precup
1,058
2,091
12,643
25,315
12,951
25,880
13,506
26,859
13,847
27,511
Para el caudal de digestión de 70 m3/d también se ha dividido la tabla de resultados en tres
zonas según si son parámetros de explotación, resultados de la simulación o cálculos necesarios
realizados con las ecuaciones (2.12) y (2.13), como para los caudales anteriormente estudiados.
Se puede observar que para un caudal de digestión de 65 m3/d ocurre lo mismo que para todos
los demás, es decir, que al aumentar la relación de extracción del espesador primerio aumenta
el caudal de elutriación. Se observa también que, como en el caso anterior, no existe simulación
para una relación de extracción de 0,4, pues el sistema no permite extraer tanta cantidad de
fango para que vaya a digestión con una relación de caudales en el espesador tan baja.
El caudal del efluente obtenido en el espesador, en este caso y a diferencia de los casos
anteriores, va aumentando conforme aumenta el caudal de elutriación. La concentración de
fosfato recuperada en el efluente debería ir aumentando con forme aumenta el caudal de
elutriación sin embargo existe un valor anómalo en el ensayo 21. Por otro lado el fósforo total
que va a digestión debería ir disminuyendo sin embargo se puede observar que el último valor
es ligeramente superior al ensayo anterior, dándose así un valor anómalo. Algo similar ocurre
con los sólidos que van a digestión, pues deberían ir disminuyendo conforme aumenta la
elutriación pero el último valor, el correspondiente al ensayo 23, no sigue esa tendencia siendo
mayor que el del ensayo 22, lo mimo que ocurre para la DQO que va a digestión.
El resto de parámetros que hacen referencia al efluente del espesador, que son, el fósforo total y
los sólidos suspendidos aumentan con forme aumenta el caudal de elutriación, como ocurría en
los cuatro casos anteriores. El fosfato que va a digestión va disminuyendo como era de esperar.
118
Se comprueba cómo es el perfil del manto de fangos en el espesador para los ensayos
realizados. Todas las gráficas correspondientes se muestran a continuación:
Sin elutriar
Ensayo 20
Ensayo 21
Ensayo 22
Ensayo 23
Al comparar los perfiles de fango de los ensayos 20 a 23 con el perfil obtenido durante el
funcionamiento habitual de la EDAR, se comprueba que son normales. Se puede observar
también que el perfil correspondiente al ensayo 22 posee una altura de manto de fangos
ligeramente superior (1,49 m) y una forma más redondeada en la parte final que el resto, sin
embargo se encuentra entre las formas y valores habituales.
Respecto a los parámetros calculados se observa que, como en el caso anterior, no llega a
alcanzarse el 30% de recuperación para ningún ensayo. Además los valores son menores que
119
para el caudal de digestión de 65 m3/d, pues para 70 m3/d se alcanza una recuperación máxima
del 27%.
Para este caso, vuelve a cumplirse que a mayor caudal de elutriación mayor cantidad de fósforo
recuperado, ya sea medido en cantidad de masa o en porcentaje recuperado.
Ya se han comentado todos los resultados experimentales obtenidos, sin embargo es necesario
recordar que para obtener los caudales de digestión adecuados se ha debido ir jugando con los
porcentajes de división en el nudo tres. Esto ha sido un problema para algunas simulaciones ya
que la relación no es lineal, por tanto lo que se hizo fue ir graficando los valores de relaciones
entre el porcentaje del nudo y el caudal de digestión para sacar una relación para cada una de las
relaciones de caudales en el espesador (pues cada uno será diferente). Y así con esa relación
poder ir determinando el porcentaje que debe ponerse en el nudo tres para en la simulación para
poder obtener el caudal de digestión deseado.
Estas relaciones se pueden observar en la gráfica realizada con los ensayos que se han dado
como válidos (ver Gráfica 4.7).
1,2
y = 0,0003x2 - 0,005x + 0,3188
R² = 1
1
Porcentaje de caudal nudo 3
y = 0,0003x2 - 0,0178x + 0,6113
R² = 0,995
0,8
y = 0,0003x2 - 0,0231x + 0,7267
R² = 0,998
0.4
0,6
0.5
0.6
0.7
y = 9E-05x2 - 0,0031x + 0,1362
R² = 1
0,4
0.8
y = 5E-05x2 - 0,0017x + 0,0779
R² = 1
0,2
0
45
50
55
60
65
70
75
Qdig (m3d)
Gráfica 4.7. Relaciones entre el % de caudal destinado a digestión en el nudo 3 y el caudal real que pasa a
digestión.
Se observa en la gráfica que todas las tendencias son de tipo polinómico de segundo grado
ajustando con errores cuadráticos muy elevados, por lo menos para la zona estudiada. Con estas
relaciones y sustituyendo en las ecuaciones matemáticas de cada una de las relaciones entre el
caudal de extracción y el caudal de entrada, el caudal de digestión por la X y resolviendo se
120
obtiene el porcentaje buscado. De este modo se puede realizar muchas simulaciones de
resultados válidos.
Análisis de los resultados obtenidos
Anteriormente se ha comentado la evolución de los diferentes parámetros en función del caudal
de elutriación, manteniendo fijo el caudal de digestión, sin embargo este análisis no es del todo
correcto y no sirve para interpretar los resultados de forma global aunque sí para cada una de las
relaciones de caudales en el espesador de fango primario. Esto se debe a que para realizar las
simulaciones ha sido necesario variar dos parámetros, la relación entre el caudal de fango
extraído respecto al de entrada y el caudal de digestión. Al variar el primero en realidad lo que
se hace es elutriar mayor o menor cantidad de fango, de modo que está íntimamente relacionado
con el caudal de elutriación, es decir que los parámetros que se han ido variando ha sido el
caudal de elutriación y el de digestión, de eso depende el sistema.
De modo que un análisis realizado al mantener un parámetro fijo y variar otro no da tanta
información como un análisis variando los dos. Es por ello que es necesario realizar superficies
de respuesta con los datos obtenidos de las simulaciones.
Se podrían realizar gráficos de todos los parámetros estudiados, sin embargo únicamente se
analizarán los más importantes para el buen funcionamiento de la depuradora real y para el
objetivo buscado. Es importante tener en cuenta que para que los gráficos sean comparables
deben tener los mismos ejes en los caudales, de modo que se establece el caudal de digestión
como eje X y el caudal de elutriación como eje Y, de modo que el eje que varía en función del
parámetro que se esté analizando es el Z.
En la Gráfica 4.8. se observa la superficie de respuesta de la concentración del fósforo
recuperado en función de los dos caudales de trabajo, es decir, del caudal de elutriación y del de
digestión.
121
Gráfica 4.8. Evolución de la concentración de fósforo recuperada con el efluente en función del caudal de
elutriación y el caudal de digestión.
Se puede observar que existe una zona máxima de concentración de fósforo en la corriente a
recuperar el cual se produce para altos caudales de elutriación y bajos caudales de digestión,
concretamente para alcanzar 190 mg/L o más, es necesario caudales de elutriación superiores a
250 m3/d y caudales de digestión inferiores a 60 m3/d, siendo el máximo a 300 de elutriación y
50 de digestión.
Se observa una gran zona de valores más bajos que rondan entre 160 y 170 mg/L y que cubre el
resto de la zona de caudales. Por lo que se deduce que la concentración de fósforo en el efluente
aumenta al aumentar el caudal de elutriación y disminuir el caudal de digestión, sin embargo se
puede observar que no es plana el resto de la zona azul, es decir que no se cumple tan
estrictamente esta restricción y que sólo es válida para los valores estudiados, fuera de dicho
rango no se asegura que tenga la misma evolución.
Se debe tener en cuenta que una concentración de fósforo muy elevada no asegura recuperar
gran cantidad de fósforo pues podría ir en un caudal muy pequeño, de modo que no es un
parámetro determinante sin analizar el caudal del efluente obtenido, aunque se ha comprobado
que se trata de valores elevados en todas las simulaciones realizadas.
En lugar de estudiar también el caudal de efluente se estudia el porcentaje de fósforo
recuperado, pues viene calculado en términos de masa y posee la misma evolución.
122
Gráfica 4.9. Evolución del porcentaje de fósforo recuperado en el efluente en función del caudal de elutriación
y el caudal de digestión.
En la Gráfica 4.9. se observa la superficie de respuesta del porcentaje de fósforo recuperado en
el fluente del espesador de fango primario en función del caudal de elutrición y del de digestión.
Se observa que existe una zona de valores elevados, que incluye al máximo, que se encuentra a
valores de caudal de digestión bajos, inferiores a 55 m3/d y prácticamente todo el rango de
caudales de elutriación, es decir para valores superiores a 100 m3/d. El máximo, que es de un
40%, se encuentra a 350 para la elutriación y 50 para la digestión, de modo que se comprueba
que este máximo coincide, aunque podría no coincidir, con el obtenido para la concentración de
fósforo en el efluente.
Cómo en el caso anterior existe una zona con bajos porcentajes de recuperación de fósforo que
es el resto de la superficie que no cubre la zona de máximo. Es importante destacar que los
porcentajes mínimos de recuperación rondan un 24%, no se trata de valores excesivamente
bajos teniendo en cuenta que sin elutriación se podría recuperar sólo un 2%.
Aunque el objetivo del presente proyecto es recuperar el fósforo en la línea de fangos y por
tanto se busque maximizar el porcentaje de fósforo recuperado se deben tener en cuenta otros
parámetros que pueden ser determinantes.
123
Gráfica 4.10. Evolución de la concentración de sólidos suspendidos que van a digestión en función del caudal
de elutriación y el caudal de digestión.
En la Gráfica 4.10. se observa la superficie de respuesta de los sólidos suspendidos que van a
digestión en función de los caudales variados. Se puede observar cómo existe una zona de
sólidos suspendidos elevados que ocurre a todos los caudales de elutriación estudiados y la
mitad aproximadamente del rango del caudal de digestión, es decir para menos de 60 m3/d.
Dentro de este rango se observa el máximo que se encuentra a tanto 50 m3/d de caudal de
digestión como de elutriación.
Los valores bajos son en la zona totalmente contraria. Es importante destacar que los sólidos
suspendidos apenas se ven afectados por el caudal de elutriación, es decir, que dependen
fundamentalmente del valor del caudal de digestión.
Aunque se ha comentado los valores máximos y los mínimos, no se busca maximizar este
parámetro, pues como se explicará a continuación, si no que se buscan valores medios.
124
Gráfica 4.11. Evolución de la concentración de sólidos suspendidos del efluente en función del caudal de
elutriación y el caudal de digestión.
En la Gráfica 4.11. se observa la superficie de respuesta de los sólidos suspendidos en el
efluente del espesador en función del caudal de elutriación y el caudal de digestión, es decir, en
función de los dos caudales aunque se varían durante las simulaciones.
Se observa una zona de valores máximos la cual se da para todos los valores del caudal de
digestión y caudales de elutriación superiores a 200 m3/d. Como en todos los casos anteriores se
tiene un máximo de 1400 mg/L que ocurre para 350 m3/d de caudal de elutriación y 50 m3/d de
digestión.
También existe una zona de concentraciones de sólidos bajas que es la zona que no cubre las
concentraciones altas con una pequeña zona intermedia de colores verdes oscuros tirando a
azules.
Se observa que los sólidos suspendidos en el efluente dependen en mayor parte del caudal de
elutriación aunque sí que se produce una variación importante del caudal de digestión también
se ven afectados aunque en menor manera. Este parámetro aumenta con forma aumenta el
caudal de elutriación y disminuye el caudal de digestión.
Los sólidos suspendidos en el efluente es un parámetro importante, pues el efluente es la
corriente que se va a introducir en el cristalizador e interesa que tenga el menor número de
impurezas posible. Además obtener una alta concentración de sólidos en el efluente implica o
una sedimentación no demasiado buena porque la calidad del fango ha empeorado o un aumento
del perfil de mantos de fango en el espesador, que se ha comprobado que no siempre es el caso.
125
Elección de la solución óptima
En el apartado anterior se ha visto cómo evolucionan diferentes parámetros ante variaciones de
caudal de elutriación y caudal de digestión y se ha ido comentando cómo convendría que fueran
durante la explotación. Sin embargo escoger la mejor solución entre las 25 situaciones que se
han simulado no es una decisión fácil pues es necesario tener en cuenta muchos parámetros y su
variabilidad, así como interacciones entre otros parámetros.
Por tanto, para facilitar el proceso de selección se establecen prioridades en cuanto a los
parámetros se refiere, es decir, determinados parámetros que son restrictivos a la hora de
escoger las condiciones operativas óptimas de explotación. En primer lugar se establece que la
concentración de sólidos suspendidos que va al digestor debe rondar los 56000 mg/L. Esta
restricción es para asegurar el buen funcionamiento de la digestión y por tanto una buena
calidad del fango, ya que se estableciendo está concentración se alcanzan concentraciones de
sólidos de entre 25000 y 28000 mg/L en el digestor garantizando así el buen funcionamiento.
Estos valores son típicos pero además corresponden al funcionamiento normal de la EDAR, de
modo que se ha comprobado experimentalmente que se tiene un proceso controlado y de
calidad, además de conseguir un funcionamiento similar al actuar pero mejorado, al ser capaz de
recuperar fósforo en la línea de fangos.
De modo que siguiendo las indicaciones anteriores se seleccionan solo las simulaciones que
cumplen el requisito de los sólidos suspendidos a la entrada de digestión. Estas se muestran en
Tabla 4.21.
126
Tabla 4.21. Resumen de las simulaciones del sistema de elutriación de fango mixto en el espesador primario
que cumplen la condición de rondar el valor establecido de Sólidos Suspendidos que van a digestión.
Parámetros
Sin elutr. Ensayo 11 Ensayo 7 Ensayo 12 Ensayo 8 Ensayo 13 Ensayo 9 Ensayo 14
Qextr/Qent
0,360
0,40
0,50
0,50
0,600
0,600
0,700
0,700
% Qdig en N3
-
0,99
0,57
0,68
0,39
0,45
0,26
0,29
68,600
59,37
55,64
60,12
55,20
59,95
55,33
60,12
0,000
23,69
60,88
51,91
108,01
96,15
185,21
169,24
79,930
98,71
94,66
88,40
93,60
88,73
93,03
88,49
325,460
222,11
214,62
201,50
216,45
208,69
207,90
193,00
8,940
165,42
170,21
166,81
176,38
172,03
180,24
171,97
722,190
596,31
614,57
587,41
602,00
575,86
593,00
573,30
13,240
170,30
176,49
172,75
183,59
178,84
188,35
179,80
50532,550
56553,40
58946,61
55723,03
57686,48
54044,26
57208,55
54393,12
DQOTdig (mg/L) 56872,650
64775,76
66452,35
62450,62
65053,90
61021,59
63873,62
60420,67
841,090
685,85
875,37
821,70
1021,10
955,64
1163,58
1100,08
0 (1 m)
1,20
1,22
0,97
1,76
1,76
1,76
1,22
Precup (kg/d)
1,058
16,81
16,71
15,27
17,18
15,87
17,52
15,91
% Precup
2,091
32,20
32,82
30,19
34,09
31,49
34,81
31,58
Qdig
(m3/d)
Qelu
(m3/d)
Qefl
(m3/d)
PO4dig
(mg/L)
PO4eff
(mg/L)
PTdig
(mg/L)
PTeff
(mg/L)
SSdig
(mg/L)
SSeff
(mg/L)
PerfilF.esp
(m)
Se observa que de las 25 simulaciones, realizadas para optimizar el proceso y cerciorarse del
buen funcionamiento, únicamente 7 son las que cumplen este requisito. Aunque cabe mencionar
que se ha descartado en primer lugar las simulaciones que poseían un perfil de manto de fangos
anormal como es el caso de algunas simulaciones para la relación de caudales en espesador de
0,8.
Para poder seguir disminuyendo las posibilidades y acotar más el radio de elección es necesario
establecer otros criterios. Se ha comentado anteriormente que es muy importante los sólidos
suspendidos del efluente para garantizar un buen proceso, de modo que este va a ser el siguiente
criterio que se establezca aunque no se va a ser muy restrictivo con él porque es inevitable que
estos aumenten bastante en comparación con los sólidos obtenidos sin elutriar, además se puede
observar en las superficies de respuesta que cuanto mayor porcentaje de recuperación de fósforo
mayor son los sólidos suspendidos en el efluente (a grandes rasgos). Cómo originalmente se
disponía de sólidos suspendidos de 800 mg/L se van a admitir hasta 1000 mg/L a excepción del
ensayo 8 que se mantendrá pues supera este valor por muy poco pero alcanza porcentajes de
recuperación de fósforo muy altos.
127
Quedan 5 ensayos con resultados válidos, para seguir escogiendo es necesario fijarse en otros
parámetros, los parámetros de funcionamiento como la DQO y los sólidos a digestión deben ser
parecidos a los existentes antes de la modificación, por otro lado el fósforo en la digestión debe
de ser inferior porque se ha extraído fósforo del sistema, además la altura de manto de fangos
debe de ser razonable y el perfil de aspecto normal. Estas condiciones se cumplen en todos los
demás casos, de modo que tomar una decisión es una contraposición entre elegir recuperar
mayor porcentaje de fósforo (ensayo 8) a costa de aumentar los sólidos suspendidos en el
efluente aunque teniendo el resto de parámetros óptimos incluso teniendo la menor cantidad de
fósforo total en el fango a digerir; o bien escoger una solución con menos rendimiento (como
por ejemplo el ensayo 7) pero que tienen todos los demás parámetros muy similares a los del
sistema sin elutriar.
Entre el ensayo 8 y el 7 que parecen los más óptimos pues son los dos con mayor recuperación
de fósforo es difícil elegir, de modo que se van a dar los dos por válidos a expensas de
comprobar su funcionamiento en la realidad durante la explotación de la planta y la
cristalización de del fósforo.
Se pretende cristalizarlo en forma de estruvita. Como su fórmula química es NH4MgPO4.6H2O,
es necesaria la adición de amonio, magnesio y agua por el fosfato existente. El amonio no
supone un problema pues se encuentra presente en alta concentración en la corriente efluente
obtenida, sin embargo el magnesio será necesario añadirlo para conseguir una relación
estequiomética adecuada (1 mol de Mg por cada mol de PO4).
Por ello se pretende calcular haciendo uso de la fórmula química de la estruvita y los pesos
moleculares las necesidades y lo que hay que añadir en función de lo que lleva el efluente, es
necesario tener en cuenta que en el modelo de simulación de DESAS no coinciden exactamente
el magnesio con los valores analíticos, en algunos casos son más bajos y otros más altos. Estos
resultados se muestran en la Tabla 4.22.
Tabla 4.22. Metales y sustancias necesarias para formar la estruvita para las cantidades de fósforo
recuperadas con el elutriación de fango mixto en el espesador primario.
Ensayo
8
7
Sin
elutriar
Valores
analíticos
PO4
recu.
(kg/d)
17,18
16,71
Mg
Efluente
(kg/d)
6,145
6,178
NH4
Efluente
(kg/d)
19,696
17,951
Mg
necesario
(kg/d)
13,481
13,112
NH4
necesario
(kg/d)
7,765
7,553
Mg
Añadido
(kg/d)
7,336
6,934
NH4
Añadido
(kg/d)
-
1,06
27,13
68,93
-
-
-
-
1,16
31,94
119,99
-
-
-
-
Se observa que es necesario añadir magnesio, tal cual se había supuesto. Como no coinciden
exactamente los valores analíticos con los simulados puede llegar a ser necesario en algún
momento añadir mayor cantidad de magnesio, sin embargo no se cree probable debido a que en
este caso hay mucho margen (los valores analíticos sin elutriar son superiores los simulados).
128
4.3.3. Introducción de una centrífuga tras la cámara de mezcla
Cómo se ha comentado en el apartado anterior, se observa en los valores analíticos que tras la
cámara de mezcla se dispone de unos 300 mg/L de fósforo disuelto en forma de fosfatos y que
por tanto pueden ser recuperables. Por tanto una buena forma de recuperar este nutriente es
colocando posteriormente a la cámara de mezcla un tratamiento de separación de fases que
permita separar la fase acuosa de la sólida, para así recuperar el fósforo en la corriente acuosa y
poder precipitarlo en forma de estruvita en un cristalizador.
El equipo que mayor separación consigue en el ámbito del tratamiento de aguas residuales es la
centrífuga, de modo que se propone colocar una centrífuga sabiendo que al separar las fases
antes de la digestión se obtendrá una gran fracción de materia orgánica soluble.
Para realizar la simulación es necesario introducir el elemento de separación, cómo ya se ha
comentado en subapartados anteriores las separaciones mecánicas se introducen todas en el
programa de simulación DESASS como un elemento de deshidratación. Para que el elemento
funcione y funcione como una centrífuga es necesario determinar concentraciones de sólidos
realistas tanto en la salida del fango concentrado como en el sobrenadante acuoso. En este caso
se propone concentrar el fango hasta un 6%, es decir, en torno a unos 60000 mg/L, y obtener en
el sobrenadante de la separación una concentración de unos 100 mg/L de sólidos suspendidos.
Por tanto para realizar la simulaciones pertinentes se introduce el término de separación
anteriormente descrito en el esquema de la depuradora tal y como se muestra en la Figura 4.7.
Figura 4.7. Esquema de la depuradora tras la introducción de una centrífuga después de la cámara de mezcla
en la simulación del programa DESASS.
Una vez introducidas las modificaciones en la simulación de la planta real, ya se dispone de
resultados para analizar. Los resultados obtenidos se muestran en la Tabla 4.23.
129
Tabla 4.23. Resultados obtenidos de introducir una centrífuga tras la cámara de mezcla para la recuperación
de fósforo en la línea de aguas.
Parámetro
Caudal efluente
Caudal fango
Fósfato
Fósforo total
DQO total
Sólidos suspendidos
PAO
Sobrenadante Fango extraído Unidades
10,24
m3/d
58,34
m3/d
328,41
mg P/L
329,50
806,36
mg P/L
4448,05
66379,95
mg DQO/L
100
60000
mg SS/L
1,61
964,20
mg DQO/L
Tiempo de retención hidráulico
en la cámara de mezcla
PAO entra a la cámara y sale
de la cámara mezcla
22,7
horas
915,36 – 820,44
mg/L
Se observa que aunque se recupera una gran concentración de fósforo, más que con el sistema
anterior, el caudal e efluente extraído es muy bajo, lo que hace que la cantidad de fósforo total
extraída sea más pequeña. Para determinar qué método extrae mayor cantidad de fósforo de la
línea de fangos es necesario calcular la masa de fósforo diaria extraída y el porcentaje de
recuperación para lo que se hará uso de las ecuaciones (3.12) y (3.13).
Precuperado = 3,374 kg
d
% Precuperado = 6,69 %
Se observa que aunque la concentración de fósforo, tanto en forma de fosfatos como en forma
de fósforo total es más alta en este método que en el anterior, la cantidad de fósforo total
recuperado es mucho más baja, así como el porcentaje, eso de sebe a que el caudal de agua
obtenido es mucho más bajo, por lo que este método no tiene competitividad ninguna con el
anterior.
Se pretender mejorar este método intentando extraer mayor cantidad de efluente en la centrífuga
para así aumentar la cantidad de fósforo total extraída, de modo que se va pretende concentrar
menos el fango secundario en el espesador dinámico que en realidad trabaja a un 7,1% de
sólidos suspendidos para poder extraer menos agua en este elemento y que vaya a parar al
separador que se pretende optimizar y se pueda separar más. Sin embargo esta solución tiene
una contraposición, y es que al estar menos concentrado el fango secundario llega mayor
cantidad a la cámara de mezcla disminuyendo así el tiempo de retención hidráulico del fango
mixto en la misma. De esta manera se puede llegar a empeorar la liberación de fósforo en la
cámara de mezcla y obtener menor concentración en el sobrenadante de la separación.
130
Optimización de la recuperación de fósforo con centrífugas
Para realizar está optimización del sistema de recuperación de fósforo propuesta se va a hacer
una batería de simulaciones variando la concentración del fango de salida tras el espesado
dinámico de fango secundario.
- Fango secundario concentrado al 6,1%: Los resultado de esta simulación se pueden observar
en la Tabla 4.24.
Tabla 4.24. Resultados obtenidos de introducir una centrífuga tras la cámara de mezcla para la recuperación
de fósforo en la línea de aguas y poner una concentración de fango secundario espesado de 6,1%.
Parámetro
Caudal efluente
Caudal fango
Fósfato
Fósforo total
DQO total
Sólidos suspendidos
PAO
Sobrenadante Fango extraído Unidades
14,62
m3/d
57,73
m3/d
298,06
mg P/L
299,11
769,15
mg P/L
4568,72
66294,88
mg DQO/L
100
60000
mg SS/L
1,61
964,83
mg DQO/L
Tiempo de retención hidráulico
en la cámara de mezcla
PAO entra a la cámara y sale
de la cámara mezcla
21,6
horas
854,01 – 770,21
mg/L
Para poder comprar los resultados obtenidos para esta concentración de fango secundario
espesado es necesario calcular la cantidad de fósforo recuperado mediante las ecuaciones (3.12)
y (3.13).
Precuperado = 4,373 kg
d
% Precuperado = 8,97 %
Se observa, que tal y como se esperaba se ha podido recuperar mayor cantidad de fósforo a
costa de disminuir el tiempo de retención hidráulico. Aunque este resultado es mejor, nada tiene
que ver con los obtenidos para la elutriación de fango mixto, de modo que se comprueba si se
puede seguir mejorándolo más.
- Fango secundario concentrado al 5,1%: Los resultado de esta simulación se pueden observar
en la Tabla 4.25.
131
Tabla 4.25. Resultados obtenidos de introducir una centrífuga tras la cámara de mezcla para la recuperación
de fósforo en la línea de aguas y poner una concentración de fango secundario espesado de 5,1%.
Parámetro
Caudal efluente
Caudal fango
Fósfato
Fósforo total
DQO total
Sólidos suspendidos
PAO
Sobrenadante Fango extraído Unidades
19,88
m3/d
57,84
m3/d
275,00
mg P/L
276,03
758,59
mg P/L
4132,82
65903,18
mg DQO/L
100
60000
mg SS/L
1,62
970,30
mg DQO/L
Tiempo de retención hidráulico
en la cámara de mezcla
PAO entra a la cámara y sale
de la cámara mezcla
20,1
horas
794,99 – 770,21
mg/L
Para poder comprar los resultados obtenidos para esta concentración de fango secundario
espesado es necesario calcular la cantidad de fósforo recuperado mediante las ecuaciones (3.12)
y (3.13).
Precuperado = 5,487 kg
d
% Precuperado = 11,12 %
Se observa, que sigue habiendo una mejora en el fósforo recuperado, sin embargo la mejora es
tan pequeña que sigue sin ser comparable el fósforo recuperado con este sistema que el
recuperado con el anterior, pues en la elutriación se consigue recuperar entorno a un 35% del
fósforo total.
No obstante se prueba a seguir mejorando para comprobar cuál es el límite del este sistema
estudiado para la recuperación de fósforo en la línea de fangos.
- Fango secundario concentrado al 4,1%: Los resultado de esta simulación se pueden observar
en la Tabla 4.26.
132
Tabla 4.26. Resultados obtenidos de introducir una centrífuga tras la cámara de mezcla para la recuperación
de fósforo en la línea de aguas y poner una concentración de fango secundario espesado de 4,1%.
Parámetro
Caudal efluente
Caudal fango
Fósfato
Fósforo total
DQO total
Sólidos suspendidos
PAO
Sobrenadante Fango extraído Unidades
27,75
m3/d
57,97
m3/d
246,41
mg P/L
247,41
723,43
mg P/L
3619,32
65441,51
mg DQO/L
100
60000
mg SS/L
1,63
977,50
mg DQO/L
Tiempo de retención hidráulico
en la cámara de mezcla
PAO entra a la cámara y sale
de la cámara mezcla
18,2
horas
794,99 – 661,58
mg/L
Para poder comprar los resultados obtenidos para esta concentración de fango secundario
espesado es necesario calcular la cantidad de fósforo recuperado mediante las ecuaciones (3.12)
y (3.13).
Precuperado = 6,866 kg
d
% Precuperado = 14,07 %
Sigue mejorando el resultado global del fósforo recuperado pues aumenta el caudal de efluente
obtenido, sin embargo se puede observar cómo disminuye la concentración de fósforo en el
efluente debido a la disminución del tiempo de retención hidráulico.
Se prueba a continuación a establecer una concentración inferior, es decir, de un 3%.
- Fango secundario concentrado al 3,1%: Los resultado de esta simulación se pueden observar
en la Tabla 4.27.
133
Tabla 4.27. Resultados obtenidos de introducir una centrífuga tras la cámara de mezcla para la recuperación
de fósforo en la línea de aguas y poner una concentración de fango secundario espesado de 3,1%.
Parámetro
Caudal efluente
Caudal fango
Fósfato
Fósforo total
DQO total
Sólidos suspendidos
PAO
Sobrenadante Fango extraído Unidades
40,75
m3/d
58,12
m3/d
209,99
mg P/L
210,96
692,15
mg P/L
3012,33
64894,34
mg DQO/L
100
60000
mg SS/L
1,65
987,47
mg DQO/L
Tiempo de retención hidráulico
en la cámara de mezcla
PAO entra a la cámara y sale
de la cámara mezcla
15,8
horas
625,02 – 581,17
mg/L
Se calcular la cantidad de fósforo recuperado mediante las ecuaciones (3.12) y (3.13), para
poder comparar con las otras soluciones obtenidas tanto para la centrífuga como para la
elutriación del fango mixto en el espesador del fango primario.
Precuperado = 8,597 kg
d
% Precuperado = 17,61%
Sigue mejorando el resultado global del fósforo recuperado pues aumenta el caudal de efluente
obtenido. Este aumento es exponencial, pero no es suficiente si sigue bajando la concentración
de fósforo al mismo ritmo.
Se prueba a continuación a establecer una concentración inferior, es decir, de un 2%, aunque
estas concentraciones son demasiado bajas.
- Fango secundario concentrado al 2,1%: Los resultado de esta simulación se pueden observar
en la Tabla 4.28.
134
Tabla 4.28. Resultados obtenidos de introducir una centrífuga tras la cámara de mezcla para la recuperación
de fósforo en la línea de aguas y poner una concentración de fango secundario espesado de 2,1%.
Parámetro
Caudal efluente
Caudal fango
Fosfato
Fósforo total
DQO total
Sólidos suspendidos
PAO
Sobrenadante Fango extraído Unidades
66,23
m3/d
58,30
m3/d
161,44
mg P/L
162,39
653,65
mg P/L
2285,50
64234,64
mg DQO/L
100
60000
mg SS/L
1,67
1002,22
mg DQO/L
Tiempo de retención hidráulico
en la cámara de mezcla
PAO entra a la cámara y sale
de la cámara mezcla
12,5
horas
496,19 – 470,08
mg/L
Se calcular la cantidad de fósforo recuperado mediante las ecuaciones (3.12) y (3.13) como en
todos los casos anteriores, y así posteriormente se podrán comparar los resultados.
Precuperado = 10,692 kg
d
% Precuperado = 21,91%
Sigue mejorando el resultado global del fósforo recuperado pues aumenta el caudal de efluente
obtenido. Este aumento es exponencial, pero el cómputo global es que, aunque aumente
exponencialmente, el caudal disminuye tanto la concentración, que cada vez se recupera menos
cantidad de fósforo. Es por tanto presumible que llegará un momento en que en lugar de
aumentar, el fósforo recuperado disminuirá, sólo por eso se prueba a poner 1% de concentración
del fango secundario, aunque es físicamente imposible.
- Fango secundario concentrado al 1,1%: Los resultado de esta simulación se pueden observar
en la Tabla 4.29.
135
Tabla 4.29. Resultados obtenidos de introducir una centrífuga tras la cámara de mezcla para la recuperación
de fósforo en la línea de aguas y poner una concentración de fango secundario espesado de 1,1%.
Parámetro
Caudal efluente
Caudal fango
Fósfato
Fósforo total
DQO total
Sólidos suspendidos
PAO
Sobrenadante Fango extraído Unidades
138,35
m3/d
58,53
m3/d
86,26
mg P/L
87,25
630,69
mg P/L
1420,18
63370,59
mg DQO/L
100
60000
mg SS/L
1,71
1026,98
mg DQO/L
Tiempo de retención hidráulico
en la cámara de mezcla
PAO entra a la cámara y sale
de la cámara mezcla
7,98
horas
313,88 – 306,51
mg/L
Se calcular la cantidad de fósforo recuperado mediante las ecuaciones (3.12) y (3.13) como en
todos los casos anteriores, y así posteriormente se podrán comparar los resultados.
Precuperado = 12,071 kg
d
% Precuperado = 24,64%
Sigue mejorando el resultado global del fósforo recuperado pues aumenta el caudal de efluente
obtenido. Aun no se ha alcanzado el límite, sin embargo no se va a hacer más simulaciones pues
una concentración inferior a 1% únicamente se puede alcanzar en el fango primario y antes de
ser concentrado.
Para poder analizar las mejoras y la evolución de los parámetros estudiados en función de la
concentración de sólidos alcanzada en la centrifuga que hace de espesador dinámico en la
simulación. Para graficarlos se hace uso de la Tabla 4.30. que es el resumen de los resultados
anteriores.
136
Tabla 4.30. Tabla resumen de los resultados obtenidos para la instalación de una centrífuga tras la cámara de
mezcla.
SS esp. Qeflu
(%)
(m3/d)
7,1 10,24
6,1 14,62
5,1 19,88
4,1 27,75
3,1 40,75
2,2 66,23
1,1 138,35
PO4eff
(mg/L)
328,41
298,06
275,00
246,41
209,99
161,44
86,26
PTeff
(mg/L)
329,5
299,11
276,03
247,41
210,96
162,39
87,25
PTdig
(mg/L)
806,36
769,15
758,59
723,43
692,15
653,65
630,69
θH
(h)
22,7
21,6
20,1
18,2
15,8
12,5
7,98
Precup % Precup
(kg/d) (%)
3,374
6,69
4,373
8,97
5,487
11,12
6,866
14,07
8,597
17,61
10,692
21,91
12,071
24,64
Para determinar la relación entre los parámetros se realizan varias gráficas, de modo que se
puede disponer de una relación para cada parámetro con el porcentaje de sólidos suspendidos en
el espesador de fango secundario.
180
Caudal Efluente (m3/d)
160
140
120
100
80
y = 178,66x-1,377
R² = 0,9867
60
Qeflu
40
20
0
0
2
4
6
Sólidos suspendidos en el espesador (%)
8
Gráfica 4.12. Relación entre los sólidos suspendidos en el espesador secundario y el caudal efluente obtenido de
la centrífuga que se añade.
En la Gráfica 4.12. se observa la relación que existe entre los SS en el espesador dinámico
secundario y el caudal efluente obtenido de la centrífuga que se añade tras la cámara de mezcla
para recuperar el una parte del fósforo en la línea de fangos. Se observa que tiene una relación
potencial de exponente negativo, es decir que disminuye conforme aumenta el porcentaje de
sólidos suspendidos. Para concentraciones bajas disminuye rápidamente, mientras que conforme
van haciéndose más grande empieza a disminuir tan poco a poco que para una concentración
dada muy alta se mantendrá estable (asíntota).
Con esta curva se puede predecir cómo cambiará el caudal del efluente obtenido con la
concentración de Sólidos del espesador, y aunque en un principio es una curva extrapolable es
mejor solo aplicarla al rango dado a falta de simulaciones fuera de ese rango. La relación está
pensada para calcular de forma fácil y rápida el caudal de efluente dado un % sólo sustituyendo
dicho porcentaje en el valor de la X de la ecuación que se muestra en la gráfica.
137
Tiempo de retención H (horas)
25
y = -0,3227x2 + 5,0531x + 2,9282
R² = 0,9988
20
15
10
5
0
0
2
4
6
Sólidos suspendidos en el espesador (%)
8
Tiempo retención Hidra.
Gráfica 4.13. Relación entre los sólidos suspendidos en el espesador secundario y el tiempo de retención
hidráulico en la cámara de mezcla al añadir una centrífuga para obtener fósforo.
El hecho de que aumente el caudal del efluente al disminuir la concentración, es debido a que al
estar más diluido el fango pasa mayor cantidad de fango por la cámara de mezcla y por tanto
hay más fracción de agua para separar en la centrífuga añadida. Sin embargo, como ya se ha
comentado, el hacer eso implica disminuir el tiempo de residencia del fango en la cámara de
mezcla. La relación entre la concentración de sólidos suspendidos en el espesador y el tiempo
de retención hidráulico del fango, el cual se ha calculado como el volumen de la cámara de
mezcla entre el caudal que entra a la cámara, es la que se muestra en la Gráfica 4.13. Después
de calcular este valor se ha realizado un cambio de unidades para que los resultados fueran más
intuitivos.
Se observa que la relación entre estos dos parámetros es polinómica de segundo grado en el
rango de valores estudiado. De modo que a menor sea la concentración de sólidos en el
espesador de fango secundario menor será el tiempo de retención hidráulico, alcanzando valores
de 7 horas en los casos estudiados. De modo que se empeora mucho los procesos necesarios
para que se suelte fósforo en la cámara de mezcla como se puede observar en la gráfica
siguiente.
900
y = -0,6808x2 + 35,226x + 588,43
R² = 0,9896
Concentración fósforo(mg/L)
800
700
600
500
PO4 efl
400
y = 128,77ln(x) + 68,055
R² = 0,9953
300
PT ef
PT dig
200
100
0
0
2
4
6
Sólidos suspendidos en el espesador (%)
8
Gráfica 4.14. Relación entre los sólidos suspendidos en el espesador secundario y el fosforo del efluente
obtenido de la centrífuga que se añade y que va a digestión.
138
En la Gráfica 4.14. se observa cómo varía la concentración de fósforo con la concentración de
sólidos suspendidos en el fango espesado secundario. Se observa, que como ya se había
comentado, el fósforo disuelto y por tanto el que se obtiene con el efluente disminuye mucho al
disminuir el porcentaje de sólidos suspendidos del fango espesado.
Se observa que los puntos del fósforo total y del fosfato coinciden para el efluente pues los
valores son muy parecidos ya que con el efluente sale sólo fósforo soluble que en su mayor
parte es fosfato.
Se observa que la relación para el fósforo total que va a digestión es polinómica, sin embargo
tiene tan poca curvatura que prácticamente se puede aproximar a una lineal. Sin embargo se ha
escogido polinomica porque el error cuadrático medio era mayor, por tanto ajustaba mejor a los
datos. Por otro lado la curva que mejor ajusta para el fosforo total del efluente y el fosfato es
una logarítmica neperiana, no es una curva sencilla de manejar pero se puede comprobar que
ajusta con un error cuadrático prácticamente la unidad.
Fósforo recuperado (kg/d o %)
30
25
20
y = 0,1641x 2 - 4,4476x + 29,876
R² = 0,994
15
Precup
10
% Precup
5 y = 0,0871x 2 - 2,2202x + 14,667
R² = 0,9944
0
0
2
4
6
Sólidos suspendidos en el espesador (%)
8
Gráfica 4.15. Relación entre los sólidos suspendidos en el espesador secundario y el fosforo recuperado al
añadir una centrífuga tras la cámara de mezcla.
De modo que, como ya sea comentado, se obtiene mayor cantidad de agua al concentrar menos
el fango secundario en el espesador pero menos concentrada, por lo que lo verdaderamente
importante no es la concentración o el caudal obtenido, si no la masa recuperada y el porcentaje
de recuperación. La evolución de estos parámetros con el porcentaje de sólidos del espesador se
muestra en la Gráfica 4.15.
Se observa que conforme disminuye la concentración de sólidos aumenta gradualmente la masa
recuperada y por tanto el porcentaje de recuperada. Se ajusta perfectamente a una ecuación
polinómica de segundo orden, esta ecuación permite predecir el fósforo que se puede recuperar
durante la explotación si se decide cambiar la concentración del espesador y se dispone de la
centrifuga.
139
Elección de la mejor solución
Aunque se han realizado siete simulaciones, es importante destacar, que no todas son válidas
como resultados para la explotación, ya que el fango secundario está demasiado diluido y en la
realidad una planta trabajando con esas concentraciones da muchos problemas y es inexplotable.
Es necesario por tanto establecer una concentración mínima de fango secundario para poder
discernir los resultados válidos de los que no lo son. Se busca hacerlo de la forma más segura
para la planta, es decir, que al realizar estos cambios no supongan complicaciones y problemas
de explotación, además deben ser valores realistas y capaces de ser alcanzados durante la
explotación.
Por todo lo comentado anteriormente se propone como concentración mínima la alcanzada por
el decantador secundario, pues de esta manera no se compromete el funcionamiento de la línea
de aguas ni la calidad del agua obtenida. Sin embargo es como establecer que no haya un
espesado de los fangos secundarios, por lo que se busca que sea mayor que esa concentración,
fundamentalmente por no tener problemas en la línea de fangos que puedan afectar a la calidad
del fango obtenido o dificultar su tratamiento.
La concentración de sólidos suspendidos alcanzada en el decantador secundario según el
modelo de DESASS establecido es de 0,44 %, de modo que todas las simulaciones realizadas
son válidas, aunque las últimas la concentración sea muy baja y pueda acarrear problemas en los
elementos posteriores por haber un exceso de caudal.
Por tanto la solución óptima puede ser cualquiera de las simuladas. La solución debe escogerse
siempre buscando maximizar la recuperación de fósforo y no comprometer el sistema. Se ha
comprobado que la recuperación de fósforo aumenta al disminuir la concentración de sólidos en
el espesador secundarios por lo que debería escogerse un 1%. Este valor de concentración no
empeora la calidad del fango, aunque al ser tan bajo puede aumentar las dificultades de
separación de las fases posteriores y aumentar el consumo de polielectrolito en la centrífuga, al
carecer de la respuesta real de la planta se escoge este valor como el más óptimo y por tanto con
esta solución se recuperarían 12,07 kg diarios, es decir que se recuperaría un 24,64 % del
fósforo total que hay en el sistema.
Se ha observado que al disminuir la concentración de fango secundario aumenta la cantidad de
fósforo recuperada, pues aumenta en gran cantidad el caudal aunque disminuye mucho la
concentración de fósforo. Al seguir mejorando para un 1% de concentración, que es el valor que
se ha escogido, se prueba que ocurriría para un fango secundario sin espesar, aunque en este
caso el tiempo de retención del fango en la cámara de mezcla será tan pequeño que apenas se
soltará fósforo en la cámara. En la Tabla 4.31. se muestran los resultados obtenidos para la
simulación realizada sin concentrar el fango secundario.
140
Tabla 4.31. Resultados obtenidos de introducir una centrífuga tras la cámara de mezcla para la recuperación
de fósforo en la línea de aguas y eliminar la concentración del fango secundario.
Parámetro
Caudal efluente
Caudal fango
Fósfato
Fósforo total
DQO total
Sólidos suspendidos
PAO
Sobrenadante Fango extraído Unidades
367,50
m3/d
58,70
m3/d
20,38
mg P/L
21,56
705,36
mg P/L
706,14
62536,64
mg DQO/L
100,00
60000,00
mg SS/L
1,74
1046,73
mg DQO/L
Tiempo de retención hidráulico
en la cámara de mezcla
PAO entra a la cámara y sale
de la cámara mezcla
3,66
horas
144,95 – 145,68
mg/L
Se calcular la cantidad de fósforo recuperado mediante las ecuaciones (3.12) y (3.13) como en
todos los casos anteriores, y así posteriormente se podrán comparar los resultados.
Precuperado = 7,71 kg
d
% Precuperado = 15,70%
Se observa que, tal y como se esperaba, la concentración de fosfatos que se suelta para un
tiempo de retención de 3,6 horas es tan baja que por mucho que se aumente el caudal se sigue
recuperando menor cantidad que para una concentración de un 1%. Por tanto no es una
solución válida, si se quiere no concentrar el fango secundario para obtener mayor caudal, es
necesario aumentar la cámara de mezcla de tamaño hasta asegurar que se suelta también la
mayor parte de fósforo que contienen las PAO.
Si se elimina el espesador de fango secundario se dispone de un caudal de fango mixto de
426,21m3/d, de modo que para mantener un tiempo de retención hidráulico de 22,7 horas
(tiempo actual de residencia), se requiere de una cámara de mezcla de 403,15 m3, es decir, 6,2
veces más grande que la actual.
Se prueba a simular la planta con la cámara de mezcla anteriormente descrita y sin espesado de
los fangos secundarios, los resultados obtenidos se muestran en la Tabla 4.32.
141
Tabla 4.32. Resultados obtenidos de introducir una centrífuga tras la cámara de mezcla para la recuperación
de fósforo en la línea de aguas, sin espesar el fango secundario y con una cámara de mezcla de 403,15 m3.
Parámetro
Caudal efluente
Caudal fango
Fósfato
Fósforo total
DQO total
Sólidos suspendidos
PAO
Sobrenadante Fango extraído Unidades
370,19
m3/d
56,02
m3/d
52,92
mg P/L
53,76
525,86
mg P/L
1100,36
62181,70
mg DQO/L
100,00
60000
mg SS/L
1,70
1021,35
mg DQO/L
Tiempo de retención hidráulico
en la cámara de mezcla
PAO entra a la cámara y sale
de la cámara mezcla
22,7
horas
144,95 – 135,72
mg/L
Se calcular la cantidad de fósforo recuperado mediante las ecuaciones (3.12) y (3.13) como en
todos los casos anteriores, y así posteriormente se podrán comparar los resultados.
Precuperado = 19,90 kg
d
% Precuperado = 40,32%
Al aumentar el volumen de la cámara de mezcla para asegurar el mismo tiempo de retención
hidráulico que en la instalación real antes de realizar modificaciones, se observa que se recupera
gran cantidad de fósforo, incluso más que las soluciones válidas para la elutriación de fangos,
sin embargo, este volumen es mucho mayor que el existente, y no sólo implicaría realizar obra
en la planta, si no que se trata de un volumen demasiado grande para ser practicable, por lo que
se rechaza la propuesta al existir otras opciones menos arriesgadas.
Se observa que la concentración de fósforo existente en el fango mixto tras la cámara de mezcla
es muy baja en comparación con los casos anteriores, de modo que no ha pasado el tiempo
suficiente como para que las bacterias PAO soltasen una cantidad de fósforo máxima. Para
obtener dicha cantidad se realizan diferentes simulaciones para diferentes volúmenes de cámara
de mezcla, finalmente se comprueba que como máximo se ha podido alcanzar unos 80 mg/L, sin
embargo para obtenerlo hacen falta unos 65000 m3 de cámara de mezcla, volumen irreal para
cualquier instalación, de modo que no es una solución válida.
Cómo en el caso anterior es necesario precipitarlo, de modo que de la misma manera se calculan
las necesidades de estos materiales. Aunque se ha determinado una solución óptima se van a
calcular las necesidades para las concentraciones de 1 y 2 %. Los resultados se muestran en la
Tabla 4.33.
142
Tabla 4.33. Metales y sustancias necesarias para formar la estruvita para las cantidades de fósforo
recuperadas con la adición de una centrífuga tras la cámara de mezcla.
% SS
2,1
1,1
PO4
recu.
(kg/d)
10,692
12,071
Mg
Efluente
(kg/d)
4,439
6,606
NH4
Efluente
(kg/d)
6,896
7,986
Mg
necesario
(kg/d)
8,390
9,472
NH4
necesario
(kg/d)
4,833
5,456
Mg
Añadido
(kg/d)
3,951
2,866
NH4
Añadido
(kg/d)
-
Se observa que, como para la elutriación del fango mixto en el espesador de fango primario, es
necesario añadir magnesio para que se lleve a cabo la precipitación.
143
5. Conclusiones
El fósforo es un recurso inorgánico muy importante que se encuentra en yacimientos
subterráneos y que por tanto, al ser un recurso natural se agota llegado un momento, como ya se
ha explicado anteriormente.
De modo que, tal y como se ha expuesto, el objetivo del presente proyecto era comprobar
mediante simulaciones si es posible recuperar fósforo en la línea de fangos de una depuradora
concreta de aguas residuales, en este caso la depuradora de Calahorra. Y tras estudiar si era
posible proponer alguna modificación y mediante simulación determinar las mejores
condiciones para obtener mayor cantidad de fósforo sin comprometer el funcionamiento de la
depuradora.
En el presente proyecto se han probado dos configuraciones diferentes tras el espesado de los
fangos, con el fin de recuperar el fósforo. Se ha probado y optimizado la elutriación del fango
mixto en el espesador primario con el fin de que las bacterias PAO suelten todo el fósforo
acumulado en forma de fosfato y poder extraerlo con el sobrenadante del decantador primario.
Por otro lado, tras observar que la cámara de mezcla funciona como un fermentador debido al
alto tiempo de retención hidráulico y por tanto que se alcanzan concentraciones muy elevadas
de fosfato, se probó a introducir una centrífuga tras la cámara de mezcla para separar la
corriente acuosa con el fosfato del fango. Este elemento a pesar de ser más simple también se le
optimizo para maximizar la recuperación de fósforo.
En la Tabla 5.1. se muestra una tabla resumen con los resultados obtenidos para las dos
configuraciones simuladas.
Tabla 5.1. Resumen de los resultados obtenidos para las condiciones operativas óptimas de las dos
modificaciones estudiadas para recuperar el fósforo.
Ensayo
Precup (kg/d) % Precup
7
16,71
32,82
Elutriación
8
17,18
34,09
%SS espesador 2º Precup (kg/d) % Precup
2,1
10,692
21,91
Centrifuga
1,1
12,071
24,64
Cómo ya se había comentado en los resultados, tanto la masa de fósforo diaria recuperada como
el porcentaje de fósforo recuperado son más altos (una tercera parte) en el sistema de elutriación
de fango mixto en el espesador de fango que en la implantación de una centrífuga en la cámara
de mezcla. En el apartado de resultados se comprobó que esto es debido a que el caudal que se
puede recuperar en la centrífuga es excesivamente bajo, de modo que aunque las
concentraciones lleguen a ser tres veces mayores que las alcanzadas por el sistema de
elutriación no puede ser competitivo en cuanto a cantidad de fósforo recuperado.
144
Además de tomar la decisión respecto a los valores de recuperación de fósforo obtenidos es
necesario analizar cada una de las tecnologías propuestas. Por un lado se encuentra la
elutriación de fango, en este caso lo más destacable es que no requiere una inversión altísima ni
modificaciones exageradas, si no que se trata únicamente de colocar las tuberías, válvulas y
bombas adecuadas, por lo que las modificaciones hasta se pueden hacer con la planta en
marcha. Sin embargo en contraposición a que es un sistema sencillo y barato de implantar se
encuentra que es complicado de explotar, es decir que es necesario llevar bastante control de un
sistema semejante para evitar problemas de desbordamiento en el espesador por ejemplo. Se
debe llevar un análisis de los parámetros clave y control visual, de modo que requiere más
trabajo por parte de los operarios y el jefe de planta.
Por otro lado se encuentra la implantación de una centrífuga tras la cámara de mezcla, este
sistema es mucho más fácil de manejar y controlar, sólo requiere que se compruebe y se alcance
la concentración requerida de sólidos. Sin embargo a no ser que se disponga de una centrífuga
de sobra en la EDAR y que pueda ser implantada requiere de la adquisición de una centrífuga
nueva, por tanto implica un coste de inversión inicial muy elevado. Además, para que se
produzca la separación es necesario añadir polielectrolito, lo que implica un gasto fijo de
reactivo durante la explotación.
Por todo lo comentado anteriormente se selecciona la elutriación como la mejor solución, pues
es la solución que mayor cantidad de fósforo extrae y la más barata de implantar y de explotar.
145
6. Biografía
Libros:
[1] “Handbook of Environmental Engineering. Biological Treatment Processes”. Nazih K.
Shammas, Lawrence K. Wang , Norman C. Pereira, Yung-Tse Hung (2009).
[2] “Water treatment handbook”. Degrémont (2007).
[3] “Depuración biológica de aguas residuales”; José Antonio Mendoza Roca, Susana Querol
Magdalena. Editorial de la Universidad Politécnica de Valencia (2007).
[4] “Tratamientos biológicos de aguas residuales”; José Ferrer Polo, Aurora Seco Torrecillas.
Editorial de la Universidad Politécnica de Valencia (2003).
[5] “Metabolismo bacteriano y modelización matemática de procesos”; Fernando Llavador
Colomer. Jefe de control de calidad de la EPSAR.
Páginas web (consultadas entre enero y agosto de 2014)
[5] http://enviroclash.wordpress.com/2014/01/10/la-futura-crisis-del-fosforo/
http://www.ipni.net/publication/ia[6]
lacs.nsf/0/DA1BCF1A4AE09006852579990060E7FD/$FILE/Se%20agota%20el%20PD.%20Dibb.pdf
[7] http://www.investigacionyciencia.es/investigacion-y-ciencia/numeros/2009/8/la-crisis-delfsforo-961
[8] http://www.slideshare.net/lobezno81/tratamiento-de-aguas-residuales-11206028
[9] http://www.atsdr.cdc.gov/es/phs/es_phs103.html
[10] http://www.lenntech.es/periodica/elementos/p.htm
[11] http://www.prtr-es.es/Fosforo-total,15600,11,2007.html
[12] http://www.uam.es/docencia/elementos/spV21/sinmarcos/elementos/p.html
[13] http://www.bookpump.com/dps/pdf-b/1123329b.pdf
[14] http://centrodeartigos.com/articulos-utiles/article_104687.html
[15] http://phorwater.eu/el-fosforo-en-la-edar/
[16] http://www.inese.es/html/files/pdf/amb/iq/398/13ARTICULOFEB.pdf
[17]
http://wwwoptica.inaoep.mx/tecnologia_salud/2014/1/memorias/Resumenes/MyT2014_02_R.pdf
[18] http://kunugi.es/
[19] http://webmineral.com/
[20] http://www.fao.org/
[21] http://www.epsar.gva.es/sanejament/docs/37.pdf
[22] http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/gdwq3_es_7_fig.pdf
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